Bodenerhaltung und Bodenschutz

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Vorstand: Ao.Univ.Prof.Dipl.-Ing.Dr. A. KLIK
Bodenerhaltung und Bodenschutz
Andreas Klik
März 2001
1
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Inhaltsverzeichnis
Seite
1.
2.
3.
3.1.
3.2.
3.3.
3.4.
4.
4.1.
4.1.1.
4.1.2.
4.1.3.
5.
6.
6.1.
6.2.
6.3.
6.4.
6.5.
6.6.
6.7.
6.8.
7.
7.1.
7.1.1.
7.1.2.
7.1.3.
7.2.
7.2.1.
7.2.2.
7.3.
7.3.1.
7.3.2.
7.3.3.
7.3.4.
7.3.5.
7.4.
7.4.1.
7.4.2.
7.5.
7.5.1.
7.5.2.
Einleitung................................................................................................................. 3
Bodenfunktionen...................................................................................................... 3
Böden als Lebensraum für Organismen................................................................... 5
Bodenflora ............................................................................................................... 5
Bodenfauna .............................................................................................................. 5
Funktionen der Bodenorganismen ........................................................................... 7
Schutzbedürftigkeit und Schutzwürdigkeit.............................................................. 8
Böden als Filter, Puffer und Transformator........................................................... 10
Mechansimen......................................................................................................... 10
Filterung................................................................................................................. 10
Pufferung gelöster Stoffe ....................................................................................... 11
Transformation von Stoffen................................................................................... 13
Bodenfruchtbarkeit ................................................................................................ 15
Bodenbelastungen.................................................................................................. 18
Bodenbeeinflussungen durch Freizeit- und Erholungstätigkeit............................. 20
Bodenbeeinflussung durch Verkehr ...................................................................... 21
Bodenbeeinflussung durch Siedlungstätigkeit....................................................... 23
Bodenbeeinflussung durch Industrie und Gewerbe ............................................... 25
Bodenbeeinflussungen durch Entsorgung ............................................................. 26
Bodenbeeinflussungen durch Rohstoff- und Energiewirtschaft ............................ 27
Bodenbeeinflussungen durch Forstwirtschaft........................................................ 31
Bodenbeeinflussungen durch die Landwirtschaft.................................................. 32
Quantifizierung der Bodenbelastungen ................................................................. 36
Bodenverluste ........................................................................................................ 36
Bodenerosion durch Wasser .................................................................................. 36
Bodenerosion durch Wind ..................................................................................... 37
Auswirkungen auf Bodenzustand und Bodenfunktionen ...................................... 39
Physikalische Bodenbelastungen........................................................................... 40
Bodenbearbeitung .................................................................................................. 41
Auswirkungen auf Bodenzustand und Bodenfunktionen ...................................... 42
Anorganisch-chemische Bodenbelastungen .......................................................... 44
Natürliche Elementgehalte im Boden .................................................................... 44
Nährstoffe .............................................................................................................. 48
Schwermetalle........................................................................................................ 50
Luftschadstoffe ...................................................................................................... 53
Auswirkungen auf Bodenzustand und Bodenfunktionen ...................................... 55
Organisch-chemische Bodenbelastungen .............................................................. 61
Pflanzenschutzmittel.............................................................................................. 61
Auswirkungen auf Bodenzustand und Bodenfunktionen ...................................... 66
Bodenbelastungen durch Radionuklide ................................................................. 67
Strahlenbelastung................................................................................................... 67
Auswirkungen auf Bodenzustand und Bodenfunktionen ...................................... 68
2
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Seite
8.
8.1.
9.
9.1.
9.1.1.
9.1.2.
9.1.3.
9.1.4.
10.
10.1.
10.2.
10.3.
10.4.
11.
12.
12.1.
12.2.
12.3.
12.4.
12.4.1.
12.4.2.
12.5.
13.
13.1.
13.2.
13.3.
13.4.
13.5.
13.6.
Bodenzustand in Österreich................................................................................... 69
Bodenbelastungsgebiete in Österreich................................................................... 72
Gesetzliche Regelungen zum Bodenschutz ........................................................... 75
Bodenschutzgesetze............................................................................................... 75
Steiermärkisches landwirtschaftliches Bodenschutzgesetz (vom 2. Juni 1987).... 75
Burgenländisches Bodenschutzgesetz (vom 18. Juni 1990).................................. 76
O.ö. Bodenschutzgesetz (vom 3. Juli 1991) .......................................................... 77
NÖ Bodenschutzgesetz (vom 16. Mai 1991)......................................................... 78
Bodenzustandsinventuren...................................................................................... 79
Niederösterreich..................................................................................................... 79
Oberösterreich........................................................................................................ 80
Salzburg ................................................................................................................. 81
Burgenland............................................................................................................. 82
Möglichkeit zur Abschätzung der Bodenerosion durch Wind .............................. 84
Abschätzung des Filter- und Puffervermögens von Böden gegenüber
verschiedenen Schadstoffen................................................................................... 93
Abschätzung des mechanischen Filtervermögens ................................................. 93
Abschätzung des physiko-chemischen Filtervermögens von Böden..................... 94
Abschätzung des Nitrataustrages aus einem Boden ins Grundwasser................... 95
Abschätzung des Filtervermögens eines Bodens für Schwermetalle .................... 97
Einschätzung der relativen Bindungsstärke von Schwermetallen im
Oberboden (0-30 cm)............................................................................................. 97
Einschätzung der Gefährdung des Grundwassers................................................ 100
Abschätzung des Filtervermögens eines Bodens für Pflanzenbehandlungsmittel................................................................................................ 102
Bodenschutzmaßnahmen ..................................................................................... 111
Schutz vor Verdichtungen ................................................................................... 111
Schutz vor Abtrag................................................................................................ 112
Schutz vor Überdüngung ..................................................................................... 114
Schutz vor Säuren und deren Folgen ................................................................... 115
Schutz vor Metallen und deren Folgen................................................................ 116
Schutz vor Pflanzenschutzmittelbelastung .......................................................... 119
Literaturverzeichnis ............................................................................................. 122
3
1.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Einleitung
Als Boden bezeichnet man jenen Teil der obersten belebten Erdkruste, der nach unten durch festes oder lockeres Gestein, nach oben durch eine Vegetationsdecke bzw. die Atmosphäre begrenzt wird (SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL, 1989). Der Boden ist ein dynamischer
Naturkörper, d.h. er verändert sich im Laufe der Zeit in Abhängigkeit von verschiedenen Faktoren (Klima, Vegetation, Ausgangsgestein, geomorphologische Lage). Böden stehen als offene
Systeme in intensiver Wechselwirkung mit ihrer Umwelt und mit benachbarten Bodeneinheiten. Sie können als zentrales Umweltmedium betrachtet werden, da sie an Litho-, Hydro-,
Atmo- und Biosphäre teilhaben und dennoch ein deutlich abgegrenztes eigenes System bilden.
Im Gegensatz zu unmittelbaren Eingriffen in Biozönosen (wie z.B. Ernte oder Pestizidanwendung) sind Veränderungen an Böden im Zeitrahmen menschlicher Planung häufig irreversibel.
2.
Bodenfunktionen
Der Schutz der Bodenfunktionen ist keineswegs ausschließlich eine Aufgabe des Naturschutzes. Sämtliche auf Nachhaltigkeit ausgerichtete Formen der Landschaftsnutzung sind ihm verpflichtet. Dies gilt nicht nur für die Bodenbewirtschaftung im engeren Sinn, sondern auch für
die indirekte Nutzung von Ökosystemen als Senken für Schadstoffe, zur Regelung des Gebietswasserhaushaltes, als Lärm- und Sichtschutz sowie als ästhetischer Landschaftsbestandteil.
Entsprechend den verschiedenen Ansprüchen des Menschen an den Boden können ihm mehrere Funktionen zugeordnet werden. Die zur Zeit als wichtig erachteten Bodenfunktionen lassen sich folgendermaßen einteilen (Tab. 1):
− Er ist Lebensraum für Bakterien, Pilze, Pflanzen, Tier und somit Lebensgrundlage für den
Menschen.
− Aufgrund der Vielfalt der Mikro- und Makroorganismen ist er die wichtigste Genreserve der
Erde.
− Er stellt die Produktionsgrundlage, nicht nur für Nahrungs- und Futtermittel, sondern auch
für regenerierbare Rohstoffe wie Holz, Baumwolle, Seide etc. dar. Damit ist auch sein Regenerationspotential für den Naturhaushalt verbunden.
− Sein Porensystem ist Speicherraum für Wasser sowie für gelöstes organisches und anorganisches Material. Die Intensität der Mineralisierungsprozesse im Boden, die Bodenstruktur,
der Bodenwasser- und Sauerstoffgehalt sowie die Durchwurzelbarkeit bestimmen die Bodenfruchtbarkeit.
− Er besitzt physikalische und chemische Filter- und Pufferfunktion, sowie Reinigungs- und
Umsetzungsfunktion nicht nur zum Schutz des Grundwassers, sondern auch zur Deposition
von Stoffen.
− Er dient darüberhinaus als Rohstofflager, wobei hier umso häufiger Nutzungskonflikte auftreten, je knapper einzelne, vor allem oberflächennahe Ressourcen wie Kies, Sand, Braunkohle, Torf oder auch Ölschiefer werden.
− Er besitzt eine wesentliche Funktion als Standort für Siedlungen, Verkehrs- und Industrieanlagen sowie für Entsorgungseinrichtungen.
− Er ist aber auch Landschaftsträger und damit Grundlage für den Erholungsraum und ausserdem Archiv für Natur- und Kulturgeschichte.
4
Tab. 1
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Einteilung der Bodenfunktionen (nach BLUM et al., 1989)
Grundfunktionen
Charakter
Regenerations-, Schutz- und
Ausgleichsfunktion
abiotisch
physikal. Pufferfunktion
chem. Pufferfunktion
Filterfunktion
Kulturschutzfunktion
biotisch
Transformatorfunktion
Genschutzfunktion
abiotisch
Rohstoffgewinnung
Wassergewinnung
biotisch
Landwirtschaft und Gartenbau
Forstwirtschaft
Trägerfunktion für
Infrastruktur
räumlich
Industrie
Verkehr
Siedlung
Entsorgung
Freizeit und Erholung
Informationsfunktion
psychisch
Erlebnisfunktion
Erkenntnisfunktion
Produktionsfunktion
Teilfunktionen
5
3.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Böden als Lebensraum für Organismen
Die teils zur Bodenflora, teils zur Bodenfauna zählenden Bodenorganismen bilden in ihrem Lebenraum (Biotop) eine Lebengemeinschaft (Biozönose). Diese Bodenlebewelt wird als Edaphon bezeichnet. Die pflanzlichen Organismen stellen dem Umfang ihrer Tätigkeit nach den
Hauptanteil des Edaphons. Zur Mikroflora gehören Bakterien, Strahlenpilze, Pilze und Algen.
Die Bodenfauna setzt sich aus Protozoen (Einzeller) und Metazoen (Mehrzeller) zusammen.
3.1.
Bodenflora
Bakterien gehören zu den für die Stickstoffumsetzung im Boden wichtigsten Organismen. Ihre
Fortpflanzung durch Zellteilung und Sporenbildung hängt wesentlich von Temperatur, Feuchtigkeit, pH, Sauerstoffgehalt und Nahrungsmenge im umgebenden Medium ab. Es gibt im Boden eine große Anzahl unterschiedlicher Arten, die ihre Energie aus unterschiedlichen Quellen
gewinnen wie kohlehydratabbauende Bakterien, proteinzersetzende und ammonifizierende
Bakterien, nitrifizierende (Nitrosomonas, Nitrobacter), denitrifizierende (Pseudomonas,
Achromobacter), stickstoffbindende (anaerobe Chlostridium, Rhizobium) Bakterien, Schwefelbakterien und Eisenbakterien.
Strahlenpilze (Actinomyceten) stellen Übergangsformen zwischen Bakterien und Pilzen dar.
Ihrer Biomasse nach stehen sie an zweiter Stelle nach den Bakterien. Actinomyceten zersetzen
höhermolekulare Verbände wie Cellulose, Chitin und aliphatische Kohlenwasserstoffe und sind
maßgeblich an der Humifizierung beteiligt. Sie scheiden gegenüber anderen Mikroorganismen
toxisch oder hemmend wirkende Stoffe (Antibiotika) aus und sind für den typischen Erdgeruch
verantwortlich.
Pilze haben einen komplizierteren Bau als Bakterien und lassen Anfänge einer Zelldifferenzierung erkennen. Ihre Säureverträglichkeit ist größer als die der Bakterien, Sie sind maßgeblich
an Humifizierungsprozessen beteiligt, d.h. sie zersetzen Zellulose, Lignin, Proteine und andere
Kohlehydrate. Die Biomasse der Pilze in Acker und Günland ist ähnlich hoch wie die der Bakterien.
Algen sind chlorophyllhaltige Organismen in faden- oder kugelförmigen Kolonien. Da sie Licht
benötigen, können sie nur in der obersten Bodenschicht leben. Dazu zählen Grünalgen, Blaualgen und Kieselalgen. Sie dienen der Bodenfauna hauptsächlich nur als Nahrung. Ihre bodenbiologische Bedeutung besteht darin, dass sie als Erstbesiedler von Gestein und extremen
Standorten gelten.
Flechten stellen symbiontische Vergesellschaftungen zwischen Pilzfäden und Algen dar. Ihre
Bedeutung für den Boden besteht in der Einleitung der Bodenentwicklung durch Erstbesiedlung von unverwittertem Fels.
3.2.
Bodenfauna
Einzeller (Protozoen) sind kleinste Bodentierchen, die sich von gelösten, organischen Stoffen,
Detrius (zerriebenem Gesteinsmaterial) und Bakterien ernähren. Sie bilden die Mikrofauna und
erreichen Größen zwischen 0,002 und 0,2 mm. Sie bewegen sich mit Hilfe von Geißeln, Wimpern o.ä. im Bodenwasser und können durch Zystenbildung ungünstige Umweltbedingungen
überleben. Mit 106 bis 1011 Individuen pro m² stellen sie die dominante Gruppe innerhalb der
Bodenfauna dar.
6
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Mehrzeller mit Größen zwischen 0,2 und 4 mm zählen zur Mesofauna. Dazu zählen Rädertiere
(Rotatorien), Fadenwürmer (Nematoden), Bärtierchen (Tardigraden), Milben (Acarinen) und
Springschwänze (Collembolen). Nematoden spielen vor allem als Pflanzenparasiten (Rüben
und Kartoffel) eine Rolle und befinden sich vorwiegend in den oberen Bodenhorizonten. Collembolen besiedeln ebenfalls die oberflächennahe Bodenschicht und zählen aufgrund ihrer Leistung zu den wichtigsten Bodentieren. Bei der Makrofauna (4 - 80 mm) sind neben kleinen
Borstenwürmern auch Schnecken, Asseln, Spinnen und Vielfüßler von großer Bedeutung. Die
bodenbiologische Bedeutung der Schnecken liegt einerseits in der Verarbeitung von organischem Bestandesabfall und andererseits in der Produktion humoser Exkremente. In der Megafauna (größer als 80 mm) bilden die Regenwürmer eine wichtige Gruppe. Von den Wirbeltieren (Vertebraten) leben nur wenige im Boden.
Tab. 2
Mittlere (m) und hohe (h) Anzahl sowie Gewichte der wichtigsten Bodenorganismen
je m² in Böden Mittel- und Nordeuropas (nach DUNGER, 1983, cit. in BLUME,
1992)
Gruppe
Individuenanzahl
Gewicht (g.m-2)
m
h
m
h
1014
1016
100
700
13
15
Mikroflora
Bakterien
Strahlenpilze
10
10
100
500
Pilze
1011
1014
100
1000
8
11
20
150
Algen
10
10
Rädertiere
104
106
0,01
0,3
Fadenwürmer
106
108
5
50
3
5
Mesofauna
Bärtierchen
10
10
4
0,01
0,5
4.10
5
0,6
4
Milben
7.10
Springschwänze
5.104
4.105
0,5
4
Schnecken
50
1000
1
30
Spinnen
50
200
0,2
1
Doppel- und Vielfüßler
230
2500
4,5
13
Käfer mit Larven
100
600
1,5
20
Regenwümer
100
500
30
200
Wirbeltiere
0,01
0,1
0,1
10
Makrofauna
Megafauna
Die jeweils unterschiedlichen Umweltbedingungen (Klima, Relief, Vegetation, Boden, Jahreszeit) bewirken eine für den Standort typische Zusammensetzung des Edaphons. Je nach Veränderungen dieser Faktoren kann auch der Organismenbesatz einer großen Schwankungsbreite
unterliegen. Auf das Gesamtgewicht des Bodens bezogen hat das Edaphon nur etwa einen
7
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Anteil von 0,1 %. Je nach Standort stellen die Organismen 75 - 95 % der Biomasse des Edaphons. Insgesamt kann die Biomasse bis zu 2,5 kg/m² betragen. Bodentyp, Bodenart, Nutzung
und langjährige Fruchtfolge haben einen starken Einfluss auf die Biomasse der Mikroorganismen. Die Besiedelungsdichte ist in den einzelnen Bodenlagen unterschiedlich, wobei sie im allgemeinen mit zunehmender Tiefe abnimmt. Der hauptsächlich durch Temperaturverlauf und
Bodenfeuchtigkeit bestimmte jahreszeitliche Verlauf wirkt sich deutlich auf die Anzahl der Bodenorganismen aus. Während im Frühjahr die Biomasse aufgrund ausreichender Bodenfeuchte
und steigender Temperaturen zunimmt, sinkt sie im Sommer infolge Austrocknung ab, um im
Herbst wegen anfallender organischer Substanz und besserer Wasserversorgung wieder anzusteigen. Ungünstige klimatische Verhältnisse im Winter bewirken ein Absinken auf ein Minimum.
3.3.
Funktionen der Bodenorganismen
Bodenlebewesen sind mittel- oder unmittelbar an vielen in Böden ablaufenden Vorgängen beteiligt (Tab. 3). Dadurch nehmen sie sowohl Einfluss auf Intensität und Richtung bodenbildender Prozesse als auch auf die Eigenschaften der Böden als Pflanzenstandort. Sie wandeln im
Rahmen der Mineralisierung organische Substanz in anorganische Verbindungen um und setzen dabei pflanzenverfügbare Nährstoffe und CO2 frei. Das im Boden produzierte CO2, das von
der Vegetation zum Aufbau neuer organischer Substanz benötigt wird, stammt zu ca. 30% aus
Wurzel- und Tieratmung. Etwa 70% wird von den Mikroorganismen als Endprodukt aerober
Atmungsvorgänge gebildet.
Tab. 3
Funktionen der Bodenorganismen (nach BLUME, 1992)
Funktionen
Tiergruppen
Einarbeiten von Pflanzenrückständen
alle Bodentiere
Mischen und Lockern
Bodenwühler
Mischen organ. und mineral. Stoffe sowie Krümelbildung
durch Darmpassage
Regenwürmer, Asseln
Stabilisieren von Bodenaggregaten durch a) Schleimstoffe und a) Mikroorganismen
b) Vernetzung
b) Pilze, Algen
Zerkleinerung der Spross- und Wurzelstreu
Bodentiere
Mineralisierung organ. Stoffe, Zersetzung organischer Stoffe
alle Organismen
Mineralisierung organ. Stoffe und Freisetzen von Nährstoffen
Organismensukzessionen
Bildung von Huminstoffen
Pilze, Strahlenpilze
körpereigene Nährstoffbindung (d.h. Schutz von Festlegung
oder Auswaschung)
alle Organismen
Förderung chemischer Verwitterung
alle Organismen
Förderung des Pflanzenwachstums durch Wirkstoffe
Mikroorganismen
Umwandlung organischer N-Verbindungen
spez. Bakterien
Bindung von Luftstickstoff
spez. Bakterien und Algen
Oxidation und Reduktion von S-, Mn-, N- und CVerbindungen
spez. Bakterien
8
Einschränkung von Krankheitserregern, Abbau von Bioziden
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Mikroorganismen
Physikalische Bodeneigenschaften werden vor allem durch wühlende und grabende Bodentiere
beeinflusst. Es werden Hohlräume geschaffen, die die Durchlüftung verbessern, dadurch die
Wasserkapazität und die Infiltrationsrate erhöhen. Regenwürmer nehmen als Erdfresser die gesamte Bodensubstanz auf, verdauen daraus die organischen Bestandteile sowie die nicht geschützten (aktiven) Formen der Mikroorganismen. Die von Regenwürmern ausgeschiedenen
organo-mineralischen Verbindungen (Ton-Humus-Komplexe) sind stabiler und aufnahmefähiger für Wasser als andere Bodenaggregate. Bodentiere verlagern Pflanzenreste und Tierleichen
in den Boden. Sie zerkleinern die Spross- und Wurzelstreu, bauen die organische Substanz
bzw. die anfallenden, noch nicht vollständig abgebauten Exkremente ab und setzen dabei
pflanzenverfügbare Nährstoffe frei.
An der Bildung von Huminstoffen sind vorwiegend Pilze und Actinomyceten beteiligt, während Bakterien die organische Substanz oft vollständig oxidieren. Mikroorganismen legen
Nährstoffe durch den Einbau in die Körpersubstanz vorübergehend fest, was einen Schutz gegen Auswaschung bedeuten kann. Wichtig ist die Leistung einiger Bakteriengruppen bei der
Umwandlung organischer N-Verbindungen durch Nitrifikation, Ammonifizierung und Harnstoffzersetzung sowie bei der Bindung von Luftstickstoff. Die Bindung von Luftstickstoff
durch die Mikroflora erreicht bei bestimmten Blaualgen knapp 2 kg/ha, bei im Boden freilebenden stickstoffbindenden Bakterien 5 - 60 kg/ha und bei Knöllchenbakterien bis zu 300
kg/ha.
Für viele höhere Pflanzen, insbesondere aber für Gehölze ist die Symbiose mit Pilzen von großer Bedeutung. Diese Pilze bilden ein wurzelnahes Geflecht, die sog. Mykorrhiza. Wegen ihres
geringen Durchmesssers können die Pilzfäden in Poren vordringen, die den Wurzelhaaren höherer Pflanzen verschlossen bleiben. Für höhere Pflanzen werden dadurch vor allem unter Bedingungen mit niedrigem Nährstoffangebot, wie in verschiedenen Wäldern und Heiden, Pflanzennährstoffe erschlossen.
Ausserdem erfüllen die Mikroorganismen wichtige Aufgaben beim Abbau von Herbiziden und
Insektiziden in den Böden. Die sich aus den Funktionen der Bodenlebewesen ergebenden bodenbiologischen Eigenschaften eines Standortes stellen neben bodenphysikalischen und bodenchemischen Eigenschaften ein wichtiges Beurteilungskriterium der Bodenfruchtbarkeit dar.
3.4.
Schutzbedürftigkeit und Schutzwürdigkeit
Bearbeitungs- und Bewirtschaftungsmaßnahmen (Bodenbearbeitung, Düngung, Pestizide) führen zu z.T. starken Beeinflussungen des Lebensraumes der Bodenorganismen. Neben positiven
Effekten wie Förderung der Bodenflora durch lockernde Bodenbearbeitung (Durchlüftung) sind
auch negative Auswirkungen zu beobachten. Bodenbearbeitung wirkt sich schädlich auf Bodentiere aus (z.B. Dezimierung der Regenwurmpopulation durch rotierende Geräte). Mineraldüngung hat neben positiven Auswirkungen (höhere organische Substanz) auch negative
Folgen. Lumbriciden (Regenwürmer) werden durch Ammoniumsulfat und Protozoen durch
Harnstoff geschädigt. Gülledüngung wirkt sich negativ auf Regenwürmer und Milben aus
(FRANZ, 1975).
Pestizide werden in der Regel zielgerichtet eingesetzt. Neben der direkten Wirkung auf die
Zielorganismen entfalten nahezu alle Mittel auch indirekt für das Edaphon tw. negative Nebenwirkungen. Bodenpilze werden durch größere Anzahl von Wirkstoffen häufig stärker und
9
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
anhaltender negativ beeinflusst als bodenbürtige Bakterien. Autotrophe Nitrifikanten (Nitrosomonas, Nitrobacter) sind empfindlich gegen Fungizide. Fungizide können auch Zersetzungsraten von Streustoffen signifikant hemmen. Hemmende Wirkung auf Mikroorganismen
weisen auch Schwermetalle auf.
Für den Schutz der Bodenbiozönose ist einerseits die regelmäßige, ausreichende und nach der
Zusammensetzung günstig gestaltete Zufuhr umsetzbarer organischer Substanz von Bedeutung,
andererseits aber auch die Unterlassung einer mehr oder weniger regelmäßigen Zufuhr von
unmittelbar schädigenden Stoffen (insbes. Pestizide).
10
4.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Böden als Filter, Puffer und Transformator
Böden besitzen die Fähigkeit, im Bodenwasser suspendierte oder gelöste Stoffe zu filtern.
Durch die Filterung werden die Stoffe einer Wirkung auf Bodenorganismen und Pflanzenwurzeln, einer Aufnahme durch Pflanzenwurzel sowie einer Bewegung in das Grundwasser oder in
benachbarte Gewässer entzogen.
Es kann sich dabei um Stoffe handeln, die der Boden selbst enthält (z.B. Tonminerale), die als
Lösungsprodukt chemischer Verwitterung (anorganische Anionen und Kationen) oder der Zersetzung und Humifizierung (anorg. Ionen, gelöste und feste Verbindungen) anfallen, oder die
als trockene (Staub) und nasse atmosphärische Deposition, sowie im Rahmen landwirtschaftlicher Nutzung (z.B. Düngesalze, Pestizide) von aussen zugeführt werden.
Die Filterung kann rein mechanisch im Porensystem des Bodens, physikochemisch an den aktiven Oberflächen der feinsten Bodenbestandteile (vor allem Ton und Humus), chemisch durch
Bildung kaum wasserlöslicher Verbindungen und biologisch durch Abbau erfolgen. In wieweit
Filterung (mechanische Rückhaltung), Pufferung (Adsorption an Bodenaustauscher oder chemische Fällung) oder Transformation (Umwandlung oder Abbau) erfolgen, hängt sowohl von
den Eigenschaften der betrachteten Stoffe als auch von den Eigenschaften der Böden ab.
4.1.
Mechanismen
4.1.1. Filterung
Filterung grobdisperser Stoffe (größer 100 nm) erfolgt entweder an der Oberfläche, ohne dass
der Stoff in den Porenraum eindringt (Oberflächenfilter), oder der Boden wirkt selbst als Filter
(Tiefenfilter). Dabei werden die Partikel mit dem Sickerwasser abwärts bewegt, in kleineren
Poren hingegen mechanisch abgefiltert. Wesentlich sind dabei die Form der Teilchen, der
Durchmesser und die Rauhigkeit der Engstellen des Strömungskanals sowie das hydraulische
Gefälle der Filterströmung.
Für die Filterung kolloiddisperser Stoffe (1 - 100 nm) gelten die selben Mechanismen. Darüberhinaus unterliegen sie der Peptisation und der Flockung. In der Bodenlösung suspendierte
Kolloide unterliegen nicht nur der Schwerkraft (Sedimentation), sondern gleichzeitig auch Einflüssen der Diffusion, die auf Brown´sche Molekularbewegung zurückzuführen ist. Sie hält die
Teilchen im sog. Solzustand. Unter bestimmten Bedingungen verknüpfen sich Kolloide aber zu
Flocken, gehen damit in den Gelzustand über und sedimentieren leicht. Der Solzustand eines
Bodenkolloids beruht auf einer mächtigen Wasserhülle (Abb. 2). Diese ist darauf zurückzuführen, dass z.B. bei einem Tonmineral ein Teil der adsorbierten Kationen nicht als Sternschicht
dicht am Austauscher haftet, sondern den Austauscher als Ionenwolke umgibt (Abb. 1). Die
Ionen dieser diffusen Schicht sind ihrerseits von Wasserdipolen umgeben. Die diffuse Schicht
stellt die Wasserhülle oder Innenlösung dar, der nach außen die Gleichgewichtslösung bzw. die
Bodenlösung folgt. Bei einer nur dünnen Wasserhülle können sich allerdings zwei Kolloide
(infolge Brown´scher Molekularbewegung) soweit nähern (kleiner 1,5 nm), dass sich ihre
diffusen Schichten überlagern, sie nunmehr beiden Teilchen gehören und es somit zur
Flockung bzw. zur Bildung eines Aggregates kommt (Abb. 2 b und c). Die Dicke der diffusen
Schicht hängt von der Art der sorbierten Ionen und von der Ionenkonzentration der Bodenlösung ab. Je höher die Ionenkonzentration ist, desto dünner ist die diffuse Schicht. Höherwertige
Kationen werden stärker adsorbiert als niederwertige und bedingen daher eine dünnere Wasserhülle. Sehr saure Böden mit dann Al-belegten Tonmineralen besitzen demzufolge relativ
stabile Aggregate, die wiederum eine Tonverlagerung verhindern. Na-Ionen wirken hingegen
11
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
stark dispergierend, da einwertig und mit kleinem Ionenradius versehen, der wiederum eine
dicke Wasserhülle ermöglicht. Die Eigenschaft der Kationen, flockend zu wirken, steigt in der
Reihenfolge
Li+ < Na+ < K+ < Mg2+ < Ca2+ < Sr2+ < Ba2+ < H3O+ < Al3+
Abb. 1
Ionenverteilung (oben) und Konzentrationsverlauf (unten) adsorbierter Ionen eines
Austauschers (Sternmodell; aus: SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL, 1989)
Abb. 2
Tonkolloide mit Wasserhüllen im Solzustand (a), im hydrophilen Gelzustand (b)
und im relativ stabilen, hydrophoben Gelzustand (c; aus: BLUME, 1992)
4.1.2. Pufferung gelöster Stoffe
Die Pufferungseigenschaften eines Bodens beruhen darauf, dass gelöste Stoffe durch Adsorption an Adsorbenten gebunden werden, nach Reaktion mit bodeneigenen Stoffen chemisch gefällt werden oder dass Säuren nach Reaktion mit bodeneigenen Stoffen neutralisiert werden. Es
handelt sich dabei um Stoffe, die entweder im Boden selbst nach Verwitterung oder Zersetzung
in die Bodenlösung gelangen oder die von außen zugeführt werden.
Adsorbiert werden anorganische und organische Kationen, Anionen und neutrale Moleküle.
Als Adsorbenten fungieren vor allem die Tonminerale, die Huminstoffe sowie Metalloxide. Je
12
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
höher deren Gehalt ist, desto besser sind die Adsorptionsmöglichkeiten. In der Bindungsfestigkeit der Adsorbate bestehen große Unterschiede. Adsorptionen sind Gleichgewichtsreaktionen
zwischen Bodenlösung und Adsorbens. Jeder Wechsel in der Zusammensetzung der Bodenlösung bewirkt auch eine Änderung am Adsorbenten. Die Adsorption eines Adsorbats steigt mit
seiner Konzentration in der Bodenlösung in der Regel nicht-linear an. Der Anteil des Adsorbierten nimmt zwar absolut zu, sinkt jedoch relativ ab. Diese Beziehung lässt sich für verschiedene Boden(horizonte) und Adsorbate mit Hilfe von Adsorptionsisothermen charakterisieren
(Abb. 3):
Freundlich
x/m = k.c 1/n
Langmuir
x/m = (k.b.c) / (1 + k.c)
Dabei bedeuten x/m die je Gewichtseinheit Adsorbens adsorbierte Stoffmenge bei der Gleichgewichtskonzentration in der Bodenlösung c, b die maximale Adsorption sowie k und n Konstanten.
Abb. 3
Ni-Adsorptionsisothermen nach FREUNDLICH (links) und LANGMUIR (rechts)
der Tonfraktion eines Podsols bei pH 5 (Ap 32% Corg, 14‰ Fed; Bhs 17% Corg,
74‰ Fed; aus BLUME, 1992)
Beim Ionenaustausch erfolgt die Adsorption eines Kat- oder Anions durch Desorpotion eines
sorbierten Kat- oder Anions, und zwar in äquivalenten Stoffmengen. Die Ionenaustauschkapazität (Kationenaustauschkapazität, KAK) ist die Stoffmenge aller Ionen, die das Adsorbens als
Adsorbat zu binden vermag. Die Adsorption von Kationen sinkt in der Regel mit zunehmender
Teilchengröße des hydratisierten Ions. Ausserdem steigt die Bindung mit der Ladung. Aus beiden ergibt sich für Kationen die folgende Reihe abnehmender Bindungsintensitäten:
Al3+ >> Ba2+ >> Sr2+ >> Ca2+ >> Mg2+ >> Cs+ >> K+ >> Na+ >> Li+
Demzufolge dominiert z.B. in der Bodenlösung einer Parabraunerde zwar Na+ in der Bodenlösung, an den Austauschern hingenen Ca2+ .
In ausreichend belüfteten, neutralen, salzarmen Böden Mitteleuropas sind die dominierenden
Ionen Ca2+ ,Mg2+ ,K+ und Na+ im Verhältnis 80:15:4:1 sorbiert. Bei niedrigem Redoxpotential
ist auch NH4+ stärker vertreten. Mit sinkendem pH steigt der Anteil an H+ und bei Mineralböden schließlich auch Al3+ stark an. Die wichtigsten Kationenaustauscher eines Bodens sind die
Tonminerale und die Huminstoffe. Von deren Gehalt, der Größe ihrer zugänglichen Oberfläche
und der Art und Höhe ihrer Ladung hängt die KAK der Böden ab. Oberfläche und damit KAK
steigen mit der Feinheit des Tons an.
13
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Die ökologisch relevanten Schwermetalle wirken bei vergleichsweise geringen Mengen toxisch. Unter den im Boden herrschenden Konzentrationsverhältnissen werden sie bei höheren
pH-Werten zunehmend spezifisch und damit vergleichsweise stark gebunden, während sie im
Bereich niedriger pH-Werte mehr und mehr unspezifisch, in einer durch Erdalkalimetalle
(leicht) austauschbaren Form gebunden werden. Durch Humusstoffe werden Schwermetalle in
Form von metallorganischen Komplexen gebunden.
Die Adsorption gelöster organischer Verbindungen ist sehr komplex. Von besonderer Bedeutung sind dabei kovalente Bindungen zwischen den C-Atomen gelöster organischer Stoffe und
den Huminstoffen. Diese Bindung ist äußerst stabil und z.B. für eine sehr feste Bindung von
Chlorkohlenwasserstoffen, die als Pestizide in den Boden gelangen, verantwortlich. Allgemein
gilt, dass gelöste organische Stoffe im Boden vor allem durch Huminstoffe gebunden werden,
weil deren komplexe Eigenschaften viele Bindungsmöglichkeiten bieten. Daher werden eingetragene organische Stoffe in der Regel bereits im humosen Oberboden weitgehend gepuffert.
Eine Immobilisierung gelöster Stoffe durch Fällung erfolgt, wenn Reaktionspartner vorhanden
sind und das Löslichkeitsprodukt der entstehenden Verbindung überschritten wird. Oft sind
Fällungen an Redoxprozesse gebunden.
Die Pufferung von Säuren ist in Böden von besonderer Bedeutung. Die in Böden gebildeten
und über Niederschläge zugeführten Säuren können durch Puffersubstanzen neutralisiert werden. Als Puffersubstanzen wirken Erdalkalikarbonate, Tonminerale und Huminstoffe als Austauscher mit variabler Ladung, Silikate sowie Sesquioxide. Die Puffer verbrauchen sich dabei
durch Lösung oder Austausch und Auswaschung des Freigesetzten. Die einzelnen Puffer unterscheiden sich jedoch sehr in ihrer Wirksamkeit. Eine vollständige Neutralisation der Säuren
und damit Bewahren einer neutralen Bodenreaktion erfolgt nur bei hoher Löslichkeit der Bodenminerale (d.h. schneller Einstellung von Puffergleichgewichten), z.B. Vorliegen sehr feinkörnigen Kalziumkarbonates.
4.1.3. Transformation von Stoffen
Organische Stoffe unterliegen auf und im Boden einer mikrobiellen Zersetzung und (in geringem Maße) auch Humifizierung. Das gilt für abgestorbene Pflanzen(teile) und Bodenorganismen des Standortes selbst genauso wie für zugeführte Stoffe (z.B. organische Dünger, Pflanzenschutzmittel). Viele organischen Stoffe können auch rein chemisch oder an der Oberfläche
photochemisch durch Hydrolyse, Oxidation und Isomerisation verändert werden. Stoffe mit
hohem Dampfdruck können schließlich gasförmig dem Boden entweichen. Meist treten diese
Vorgänge in ihrer Intensität gegenüber dem mikrobiellen Abbau stark zurück. Die Transformation im Sinne des Bodenschutzes ist dabei erst nach Umwandlung in (gasförmig entweichendes) Kohlendioxid und Wasser als abgeschlossen anzusehen. Vor allem bei Pestiziden ist
jedoch oft zu beobachten, dass eine Transformation in Metabolite zwar ihre biozide Wirksamkeit beendet hat, die Metabolite aber ihrerseits Schadstoffe für Bodenorganismen, Pflanzen und
Grundwasser darstellen können.
Die verschiedenen organischen Stoffe unterscheiden sich stark in ihrerAbbaubarkeit. Gelöste
organische Stoffe sind dabei prinzipiell leichter abbaubar als kolloiddisperse oder gar grobdisperse. Grobdisperse Stoffe werden in der Regel vor dem mikrobiellen Abbau von Bodentieren
zerkleinert. Die Adsorption der gelösten oder kolloiddispersen Stoffe an Mineral- oder Humusoberflächen kann den (vollständigen) Abbau aber auch unterbinden.
14
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Von den in Böden gelöst auftretenden anorganischen Stoffen ist es nur das Nitrat, das durch
mikrobielle Transformation (Denitrifikation) in gasförmig entweichenden elementaren Stickstoff und in Stickoxide eliminiert werden kann.
15
5.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Bodenfruchtbarkeit
Der Begriff „Bodenfruchtbarkeit“ oder „Bodenqualität“ kann je nach Blickwinkel unterschiedlich definiert werden. Dabei ist unsere Beziehung zu dem Land, seine Verfügbarkeit sowie die
Art der Nutzung von entscheidender Bedeutung.
In den letzten Jahren hat man sich auf eine Definition geeinigt, welche auch von den österreichischen Bodenschutzgesetzen übernommen wurde.
„Eine nachhaltige Bodenfruchtbarkeit ist gegeben wenn der Boden
− über einen ausreichenden, wirksamen Humusgehalt und eine entsprechende Bodenstruktur
verfügt,
− das ungestörte Wachstum natürlich vorkommender oder angebauter Pflanzen nicht beeinträchtigt,
− die Entwicklung, den Ertrag und die Güte land- und forstwirtschaftlicher Pflanzen auch
langfristig gewährleistet und
− die Eigenschaft aufweist, Stoffe, wie natürliche pflanzliche Rückstände, tierische Ausscheidungen und Pflanzenschutzmittel, abzubauen.“
Erst durch das Zusammenwirken verschiedener physikalischer, chemischer und biologischer
Bodeneigenschaften wird eine Bodenfruchtbarkeit erzeugt. Diese Bodenkennwerte sind sowohl
zeitlichen, als auch räumlichen Veränderungen unterworfen. Von großer Bedeutung sind dabei
Maßstabsüberlegungen (räumlicher Maßstab, Microscale: Bodenaggregate, Mesoscale: Meterbereich, Macroscale: Landschaftseinheit; zeitlicher Maßstab).
Zeitliche Veränderungen von Bodeneigenschaften sind oft durch zyklische Energie- oder Massenflüsse hervorgerufen. Grundsätzlich sind die Größe der zeitlichen Variabilität und die Zyklusfrequenz zueinander indirekt proportional. So verändert sich etwa ein temperaturabhängiger Bodenkennwert innerhalb eines Tages (hohe Auftretenshäufigkeit) weniger als innerhalb
eines Jahres (geringe Auftretenshäufigkeit). Viele bodenphysikalischen und -biologischen Eigenschaften verändern sich signifikant während einer Vegetationsperiode. Oft besteht zwischen
den Veränderungen der einzelnen Parameter kein Zusammenhang oder sie können auch nicht
mit Niederschlags- oder Temperaturzyklen in Übereinstimmung gebracht werden.
In Tab. 4 sind relative Zeitmaßstäbe für verschiedene Bodenfruchtbarkeitsparameter zusammengestellt. Bodeneigenschaften, welche raschen Veränderungen unterworfen sind (z.B. Wassergehalt, gelöste Nährstoffe, biologische Aktivität) sind zumeist mit starker räumlicher Variabilität korrelliert. Im Gegensatz dazu sind Bodenparameter, die sich nur innerhalb langer Zeiträume verändern (Gründigkeit, Textur), weniger räumlich variabel. Bei einer Beurteilung der
zeitlichen Veränderung von Bodenparametern ist auch ihre zeitliche Stabilität von Bedeutung.
Darunter versteht man, dass sich entweder die Größe dieses Parameters nicht verändert oder
dass eine Beziehung zwischen zwei Messterminen besteht, sodass das gleiche räumliche
Verteilungsmuster erhalten bleibt (KACHANOSKI und DE JONG, 1988). Geringe zeitliche
Stabilität weist auf Bodenkennwerte hin, die vorwiegend durch externe Faktoren beeinflusst
werden.
16
Tab. 4
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Maßstabsüberlegungen für verschiedene die Bodenfruchtbarkeit bestimmende Elemente (nach COLEMAN et al., 1992; ARNOLD et al., 1990)
sehr dynamisch (< 1 Jahr)
Lagerungsdichte
Porenanteil
Infiltrationsrate,
Durchlässigkeit
Verdichtung
Bodentemperatur
Bodenluftzusammensetzung
Speichervermögen
Feldkapazität
Wassergehalt
pH
dynamisch (1 - 10 Jahre)
Welkepunkt
Kationenaustauschkapazität
Ionenzusammensetzung des
Extrakts
Bodenstrukur
retiv statisch (10 - 1000 Jahre)
spezifische Bodenoberfläche
Tonmineralzusammensetzung
Humusgehalt
primäre Mineralzusammensetzung
chemische Zusammensetzung
der mineral. Bodenbestandteile
Kornzusammensetzung
Bodenfarbe
Eisenkonkretionen
Mächtigkeit
gelöste Nährstoffe: minerali- adsorbierte Nährstoffe
Nährstoffreserven in den Mischer N (NO3, NH4)
neralen
aktive oder gelöste organische labile organische Substanz (an chemisch stabilisierte organiSubstanz
Ton adsorbiert)
sche Substanz
Lösung und Verlagerung von Verwitterung von Karbonat- Verwitterung von Silikaten
löslichen Komponenten
mineralen
und Ton
elektrische Leitfähigkeit
bodenmikrobiologische Um- Mikro- und Mesofauna
Vegetation (Wald), Obstgärsetzungen ( Respiration, Bio- Pflanzenwachstum und -ertrag ten,
massen-C, Wachstum)
inkl. Pflanzenrückstände und Feldfrüchte,
Wurzelentwicklung
Wurzelentwicklungsdynamik
Die räumlichen sowie zeitlichen Maßstabsüberlegungen müssen im Bodenschutz berücksichtigt
werden, damit nicht Entscheidungen über Maßnahmen im großen Maßstab auf Messungen im
kleinräumigen Maßstab basieren. Bodenuntersuchungen in einem engmaschigen Netz (Mesoscale) sind sehr hilfreich, um lokale Bodenqualitätsunterschiede mit sehr hoher Auflösung zu
erfassen. Großmaßstäbliche Untersuchungen dagegen dienen dazu, unterschiedliche Ebenen
von Landschaftsmustern (mit geringerer Auflösung) zu finden. Durch häufige Untersuchung
von Bodenqualitätskennwerten können rasche Veränderungen der Bodenfruchtbarkeit aufgezeigt werden. Langfristige Trends werden dagegen nur durch weniger häufige Messungen festgestellt. Je größer daher das Untersuchungsgebiet ist, desto länger muss der Untersuchungszeitraum sein, um die Dynamik von Bodenqualitätsveränderungen zu erfassen (Tab.5).
Tab. 5
Einige Merkmale für die Untersuchung von Bodenfruchtbarkeitsmerkmalen
Maßstab
Merkmal
Typus der räumlichen Heterogenität
Auflösung der räumlichen und zeitlichen Variabilität
Veränderungen von Bodenqualitätskennwerten
Feststellbarkeit kurzfristiger Bodenqualitätsveränderungen
Potential zur Ableitung von Generalisierungen und Strategien
angemessenen Untersuchungsdauer
klein
Pedon
hoch
rasch
hoch
gering
kurz
groß
Landschaft
gering
langsam
gering
hoch
lang
17
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Die meisten Bodenfruchtbarkeitskennwerte können sich innerhalb von 1 bis 3 Jahren signifikant verändern (Tab. 6, HALVERSON et al., 1997). Einige Bodenqualitätsindikatoren wie
etwa pH, mineralisierbarer N oder mikrobielle Biomasse sind raschen Veränderungen unterworfen. Sie sind daher nur zur Untersuchung kleinmaßstäblicher Bodenveränderungen geeignet. Andere Kennwerte wie Textur und Humusgehalt verändern sich nur innerhalb langer Zeiträume und sind daher als Abschätzungskennwerte für kurzfristige Veränderungen der Bodenfruchtbarkeit nicht brauchbar. Für langfristige Aussagen über Bodenqualität und über Auswirkungen auf Umwelt und Gesundheit sind sie jedoch besonders geeignet.
Tab. 6
Angenommene Zeitspannen für Veränderungen von Bodenkennwerten
angenommene Zeitspanne für
signifikante Veränderung
Funktion1)
0,1 - 1,0
P, U, G 2)
organische Substanz
1 - 10
P, U, G
elektrische Leitfähigkeit
1 - 10
P, U 3), G
Fruchtbarkeit (NO3, NH4)
1 - 10
P, U 4), G
Schwermetalle und Spurenelemente
1 - 10
P, U, G
Infiltration (im Feld)
3-5
P, U 5)
Wasserspannungs-Wasseranteilsbeziehung
3-5
P, U 5)
Wasserspeichervermögen
3-5
P, U 6)
Lagerungsdichte
1-3
P, U
1 - 5 (< 1)
P, U, G 7)
1 - 3 (< 1)
P
1 - 10
P, U
Bodenrespiration 9)
1-3
P, U
Pestizidrückstände
1 - 10
G
Bodenkennwert
pH
Aggregierung:
a) Wind (trockene Aggregate)
b) Wasser (feuchte Aggregate)
mineralisierbarer N
Tiefe bis zu Verdichtungshorizont
1)
2)
3)
4)
5)
6)
7)
8)
11)
8)
P = Produktivität, U = Umweltqualität, G = Gesundheit
beeinflusst Löslichkeit von toxischen Schwermetallen
beeinflusst Verschlämmung und somit Bodenerosion
Nitratauswaschung, Trinkwasser
Auswaschung hervorgerufen durch Wassersättigung
Auftreten von Erosion nach Sättigung des Bodens
trockene Aggregierung beeinflusst Winderosion, die wiederum Gesundheit beeinträchtigen kann
physikalischer Widerstand
mikrobielle Aktivität, CO2-Emission
Bodenfruchtbarkeit ist ein relativer Term, der von der gewünschten Bodennutzung sowie vom
räumlichen und zeitlichen Referenzmaßstab abhängt. Sie lässt sich nicht durch einen einzelnen
Kennwert ausdrücken, sondern ergibt sich erst durch das Zusammenwirken zahlreicher Bodeneigenschaften.
18
6.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Bodenbelastungen
Überfordern nun die Einwirkungen auf den Boden sein Puffervermögen, so werden sie zu Bodenbelastungen. Die heutigen Probleme der Bodenbelastung können als Ausdruck konkurrenzierender Übernutzung der einzelnen Funktionen betrachtet werden. Probleme entstehen hierbei nicht nur durch die Konkurrenz zwischen land- und forstwirtschaftlicher Nutzung einerseits
und technisch-industrieller andererseits, sondern auch durch weitere Konkurrenzsituationen innerhalb der beiden genannten Funktionsgruppen.
Bodenbelastungen bewirken Bodenzustandsänderungen und Funktionsverluste. Beispiele für
Bodenzustandsänderungen sind die Bodenversauerung, die Akkumulation von Schwermetallen
oder die Bodenverdichtung. Funktionsverluste sind z.B. Ertragsverminderungen oder die
Kontamination von Nahrungsmitteln.
Versucht man nun Ursachen der Belastung im Sinne einer Ursachenanalyse zu erfassen, so
können zwei große Belastungsgruppen unterschieden werden (BLUM, 1988):
− Globale Belastungen durch ökologische und ökonomische Fehlsteuerungen, insbesondere
exzessive Nutzung von fossilen Energien und Rohstoffen. Hierzu gehören auch Radionuklide aus Reaktorunfällen und andere Verbindungen.
− Gezielte lokale Belastungen, wie z.B. Flächeninanspruchnahme oder -versiegelung (durch
Siedlungen, Verkehr, Industrie, Freizeit- und Erholungseinrichtungen, Entsorgung von Abfällen, Rohstoffgewinnung u.a.) sowie durch land- und forstwirtschaftliche Bodennutzung.
So werden z.B. derzeit in Österreich ca. 35 ha Bodenfläche pro Tag versiegelt und auf landwirtschaftlichen Flächen Schadstoffeinträge durch den Gebrauch von Düngemitteln, Klärschlämmen, Pflanzenbehandlungmitteln u.a. verursacht. Darüberhinaus entstehen durch
Straßenverkehr und Entsorgung von Siedlungs- und Industrieabfällen weitere gezielte Bodenbelastungen, die sich entsprechend auf die Grundwasserneubildung auswirken können.
Tabelle 7 gibt einen Überblick über die wichtigsten Verursacher von Bodenbelastungen. Es
wird jeweils auf die globale oder lokale Bedeutung der den Verursachern zugeordneten Einwirkungen hingewiesen. Ferner werden Hauptbelastungspfade und die vorherrschende Wirkungsweise (räumlich, stofflich, energetisch) angegeben. Man erkennt, dass von land- und
forstwirtschaftlicher Tätigkeit vorwiegend gezielt/lokale Belastungen ausgehen, während bei
den übrigen Tätigkeiten der Anteil diffus/globaler Belastungen höher ist.
Bodenbelastungen können erfolgen durch:
−
−
−
−
−
−
−
Freizeit- und Erholungstätigkeit
Verkehr
Siedlungstätigkeit
Industrie und Gewerbe
Rohstoff- und Energiewirtschaft
Forstwirtschaft
Landwirtschaft.
19
Tab. 7
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Verursacher, mögliche Belastungspfade und Wirkungsweise von Bodenbelastungen
(nach BLUM et al., 1989)
Verursacher
LW
FW
Rohstoffund
Energiegewinnung
Industrie
und
Gewerbe
Siedlung
Verkehr
Erholung
Entsorgung
möglicher
Belastungspfad
Düngung
Bodenbearbeitung
Pflanzenschutz
LW Wegebau
Viehhaltung
Meliorationen
Futtermittel
Flurbereinigung
Emissionen
Kulturart/Fruchtfolge
Benzin-, Ölverluste
landw. Maschinen
Pflanzenschutz
Bodenbearbeitung
Düngung
Wegebau
Nutzung
Kulturart
Ölverluste von
Forstgeräten
Abbau
Abraum
Emissionen
Überstau
Abwässer
Bautätigkeit
Emissionen
Abwässer
Müll
Bautätigkeit
Emissionen
Müll
Abwässer
Bautätigkeit
Emissionen
Müll
Auftausalze
Splitt
Reifenabrieb
Straßenabrieb
Benzin- und Ölverluste
Bautätigkeit
Müll
Abwässer
Emissionen
Betritt
Müll
Abwässer
Emissionen
räumlich
Art der Einwirkung
stofflich
energetisch
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
Bedeutung
lokal
global
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
20
6.1.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Bodenbeeinflussung durch Freizeit- und Erholungstätigkeit
Bodenbelastungen durch Freizeit- und Erholungstätigkeit sind vergleichsweise zu anderen Belastungen gering. Der Bau von Schipisten trifft jedoch wegen ihrer Höhenlage und Hangneigung sehr empfindliche Ökosysteme der Alpenregion. Die daraus entstehende Kombination aus
mangelnder Bodenbedeckung durch Vegetation mit Bodenverletzungen und Bodenverdichtungen, Destabilisierung der Schutzwälder und daraus resultierenden Veränderungen des Wasserhaushaltes führte in den letzten Jahrzehnten zu einer Zunahme der Überschwemmungs- und
Lawinenereignisse in den österreichischen Alpen (KRONFELLNER-KRAUS, 1989).
Von den rd. 17.300 ha Pistenflächen haben die Bundesländer Salzburg und Tirol mit je ca.
7.700 ha den größten Anteil, gefolgt von Vorarlberg mit ca. 2.000 ha. 32% der Pistenflächen
entfallen auf Intensivkulturlandschaften (LN), 23% auf Waldflächen, 42% auf alpines Grünland
und 3% auf die felsige Eisregion.
Bodenbeeinträchtigungen können nicht nur beim Bau, sondern auch nach Abschluss der Bauarbeiten und beim Betrieb der Schipisten entstehen. Gravierende Probleme können auch in den
angrenzenden Waldrändern entstehen. Beim Bau wird durch Geländeplanierungen das Wasserspeichervermögen des Bodens gravierend verändert. In Abb. 4 ist das Abflussverhalten von
unterschiedlichen Almflächen im Bereich des Schigebietes Schloßalm (Gasteiner Tal) dargestellt. Untersuchungen mit Starkregensimulationen ergaben, dass planierte Schipisten die weitaus höchsten Abflussraten aufwiesen und der intensive Schibetrieb im Almgelände (auch ohne
Geländeplanierungen) zu erhöhtem Abfluss führt (CERNUSKA, 1988).
Abb. 4
Auswirkungen des Schigebietes Schloßalm auf die Abflussverhältnisse des Wildbaches. Abflussverhalten bei einem 20-jährigen Niederschlagsereignis. Die Schipisten
bewirken eine Erhöhung des Abflussbeiwertes (α) und der Hochwasserspitze (H).
Die Bruchzahlen bei den Pfeilen geben den Flächenanteil der jeweiligen Vegetation
an (aus CERNUSKA, 1988)
Zu berücksichtigen ist auch der in den letzten Jahren vermehrte Einsatz von Schneekanonen.
Neben dem hohen Wasserverbrauch der Schneekanonen wird im Frühjahr auch die Schmelzwassermenge deutlich erhöht (CERNUSKA, 1988). Um Schäden im Pistenbereich und im angrenzenden Wald zu vermeiden, müssen Kunstschneepisten über ein besonders gutes Ablei-
21
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
tungssystem für Schmelzwasser verfügen. Schneekanonen sollten nicht zur Verlängerung, sondern nur zur Sicherung der Schisaison dienen (Begrenzung November bis März sinnvoll).
Tab. 8
Flächeninanspruchnahme durch Freizeit- und Erholungstätigkeit (nach BLUM et al.,
1989)
Belastungspfad
Betroffene Fläche
ha
Nutzungsartart
Pistenflächen
20.000
LWNF
Loipen
6.000
LWNF, Wald
Golfplätze
1.200
LWNF
Campingplätze
Tennisplätze
850
5.000
Österreichs Seengebiete sind besonderem Verbauungsdruck ausgesetzt. Die allerletzten öffentlich zugänglichen Uferbereiche sollten daher unbedingt von der Verbauung freigehalten werden. Auch die insgesamt ca. 470 Campingplätze mit einer Flächenbeanspruchung von rd. 850
ha liegen zu einem großen Teil an den heimischen Seen.
Weitere Flächen werden von den etwa 4.400 Tennisplätzen in Österreich, von Reithallen, Hallenbädern, Stadien und Freilandflächen für sportliche Zwecke und den dazugehörigen Infrastruktureinrichtungen in Anspruch genommen.
Darüberhinaus haben Schätzungen ergeben, dass in Fremdenverkehrsgebieten je Bett ca. 250 350 m² Fläche vesiegelt werden, d.h. für 30 - 40 Betten den Verlust von 1 ha Boden.
6.2.
Bodenbeeinflussung durch Verkehr
Der Vekehr ist nach der Siedlungstätigkeit der nächst größere Versacher von Bodenverlusten
durch Versiegelung. Der Straßenverkehr beeinträchtigt den Naturhaushalt auf vielfältige Art
und Weise. So werden große Flächen dem Stoffkreislauf langfristig entzogen und versiegelt.
Zusätzlich zu den durch den Flächenbedarf hervorgerufenen Beeinträchtigungen, die man als
anlagebedingt bezeichnen kann, kommen betriebsbedingte Auswirkungen durch Emissionen
von Kraftfahrzeugen (Blei, Stäube, NOx) und feste Teilchen in Form von Fahrbahn- und Reifenabrieb. Insgesamt kann der gesamte Flächenverbrauch für das österreichische Verkehrswegenetz (Straßen, Landwirtschafts- und Güterwege, Bahnlinien und -höfe, Flächen für den Flugverkehr, Flächen für den ruhenden Verkehr, Hafenanlagen, Pipelines, Umspannwerke) mit rund
290.000 ha abgeschätzt werden, wobei davon der größte Teil auf öffentliche und nicht öffentliche Straßen und Wege entfällt. In dieser Abschätzung wurden sowohl die eigentlichen Fahrbahnflächen, als auch je nach Straßenart unterschiedliche Zuschläge für Böschungen (die vor
allem bei ungünstiger Geländetopographie zu erheblichen Trassenverbreiterungen beitragen),
Bankette, Mittelstreifen u.ä. berücksichtigt. Insgesamt beträgt der Anteil der Verkehrsflächen
3,6% der österreichischen Gesamtfläche.
Für die eigentlichen Fahrflächen ergibt sich eine Summe von rd. 1.400 km² und ein gesamter
Flächenverbrauch durch Straßen inkl. Böschungen, Bermen, Straßenbanketten, Entwässerungsgräben etc. von rd. 2.780 km². Für den ruhenden Verkehr wird der Bedarf auf rd. 70 km²
geschätzt.
22
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Der Flächenbedarf der Bahnlinien wird auf ca. 40 km² geschätzt. Die Bahnhöfe nehmen etwa 2
km² in Anspruch. Die insgesamt 62 Zivilflugplätze, davon 6 Flughäfen, benötigen ca. 23 km²
Fläche. Der Flughafen Schwechat hat eine Gesamtgröße von 10 km².
Tab. 9
Flächenbeanspruchung durch den Verkehr (nach BLUM et al., 1989)
Belastungspfad
überbaute Fläche insgesamt
Betroffene Fläche
ha
Nutzungsartart
296.000
Verkehr
Bahnlinien
4.000
Flughäfen
2.300
Autobahnen, Schnellstraßen
7.000
Bundesstraßen
16.000
Landesstraßen
16.000
Gemeindestraßen
85.200
Forststraßen
123.000
landw. Güterwege
20.300
forstl. Rückewege
31.000
ruhender Verkehr
7.000
Tankstellen
Wald
300
Verkehr
120.000
LWNF, Wald, etc.
480.000
LWNF, Wald, etc.
Verkehrsbegleitflächen
stark belastet1)
mäßig belastet
1)
1)
stark belastet: beiderseits je 10 m bei Autobahnen, Schnell- und Bundesstraßen; je 5 m bei Landes- und Gemeindestraßen
mäßig belastet: je 40 m bei Autobahnen, Schnell- und Bundesstraßen; je 20 m bei Landes- und Gemeindestraßen
Der Verkehr bewirkt jedoch auch eine Reihe physikalischer und chemischer Bodenbelastungen.
(Tab. 10). Die auf den Verkehr zurückzuführende Schwermetallbelastung von Böden hat vorwiegend diffus/globalen Charakter, wenn auch extreme Belastungen auf die Nähe von Verkehrsadern konzentriert sind. Schwermetalleinträge entlang von stark befahrenen Straßen beschränken sich auf den Nahbereich und nehmen mit der Entfernung vom Fahrbahnrand ab. Im
allgemeinen wird ein Streifen von 10 - 20 m (in Abhängigkeit von der Verkehrsdichte und den
Windverhältnissen) beiderseits der Straße als gefährdet angesehen (Tab. 11). Chemische Analysen von Oberflächenwasser einer Autobahn in der Nähe des Flughafens Frankfurt ergaben
insbesondere in den Trockenrückständen beachtliche Mengen an Blei, Cadmium, Kupfer,
Nickel, Arsen und Zink (GOLWER et al., 1982, cit. in AUST und BECKER-PLATEN, 1985).
23
Tab. 10
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Chemische und physikalische Bodenbeeinflussungen durch den Verkehr (nach
BLUM et al., 1989)
Belastungspfad
betroffene Fläche
aktueller Eintrag
ha
Art
(kg.ha-1.a-1)
8.385.000
Bundesgebiet
0,8
Emissionen
S
N
10,2
Kohlenwasserstoffe
13,9
Flugstaub
1,1
Pb
8.385.000
600.000
Bundesgebiet
Verkehrsbegleitfläche
0,2
2
8.385.000
Bundesgebiet
0,07
Reifenabrieb, Straßenabrieb
Zn
Cd
0,001
Zn
600.000
Verkehrsbegleitfläche
0,75
Cd
0,01
Auftaumittel
gesamt
600.000
Verkehrsbegleitfläche
100
davon ca. Cl
50
davon ca. Na
50
Splitt
Tab. 11
1000
Bleigehalte (in ppm) von Böden an Standorten mit unterschiedlicher Verkehrsbelastung (HORAK et al., 1976; BLUM et al., 1989)
Verkehrs-
Standort
Entfernung in m
dichte
1
3
5
10
30
50
180.000
790
--
72
38
25
25
Südautobahn
Baden
Westautobahn
Wien
150.000
690
236
139
116
79
38
St. Pölten
120.000
389
91
46
29
23
--
154
--
56
42
29
--
Bundestraße 54
Aspang
4.500
24
6.3.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Bodenbeeinflussung durch Siedlungstätigkeit
Österreichs Gesamtfläche beträgt rd. 84.000 km². Etwa 32.900 km², das sind ca. 40% der gesamten Staatsfläche, werden als „Dauersiedlungsraum“ angesehen (ÖSTAT, 1987). Darunter
versteht man alle ständig bewohnten bewirtschafteten Kulturlandschaften mit Ausnahme des
Waldes.
In Österreich kommen auf den Quadratkilometer Dauersiedlungsraum durchschnittlich 230
Einwohner. In der Bundeshauptstadt Wien sind es 4.652. Vor allem in den westlichen Bundesländern ist aufgrund der topographischen Situation die Fläche des Dauersiedlungsraumes verglichen mit der Katasterfläche relativ gering. Entsprechend drastisch sind die Auswirkungen
verstärkter Siedlungstätigkeit in Regionen mit hohem Gebirgsanteil und damit geringem, für
Siedlungstätigkeit geeigneten Raum. Gerade aber in diesen Gebieten kam es zu einem starken
Anstieg der Bautätigkeit, vor allem für den Winterfremdenverkehr mit z.T. gravierenden negativen Folgen.
Eine gesamtösterreichische Bilanz des Flächenverbrauchs für Siedlungszwecke existiert derzeit
noch nicht. Angaben des Österreichischen Statistischen Zentralamtes (ÖSTAT) und des Bundesamtes für Eich- und Vermessungswesens (BEV) liegen zwischen 40.000 und 66.000 ha.
Schätzungen von BLUM et al. (1989) liegen bei 108.500 ha. Die jährliche Steigerung des Bodenverbrauchs durch reine Siedlungstätigkeit kann mit 1.075 ha abgeschätzt werden (BEV, cit.
in UBA, 1988).
Tab. 12
Flächenbeanspruchung durch Siedlungstätigkeit (nach BLUM et al., 1989)
Belastungspfad
Betroffene Fläche
ha
überbaute Fläche insgesamt
Nutzungsart
108.000
jährlicher Zuwachs
1.075
LWNF, Wald
Zuwachs (Siedlungsfläche im weiteren Sinn)
12.500
LWNF (∅ 1937-1985)
610.300
LWNF
Aussenzonen
1.741.000
LWNF
Insgesamt
2.351.000
Ballungsgebiete
Kernzonen
Durch bauliche Maßnahmen auf bisher unbebauten Freiflächen werden die Böden auf vielfältige Weise in Anspruch genommen und in ihren ökologischen Funktionen häufig erheblich beeinträchtigt. Die Abdichtung der Oberfläche durch Überbauung und Versiegelung sowie die
Änderungen von Struktur, Dichte und Zusammensetzung der Böden durch Dränung, Bodenbewegungen (z.B. Planieren von Baugrundstücken) und durch Umlagerungen von Böden haben
Auswirkungen auf Bodenleben, Wasserhaushalt und Vegetation. Versiegelungen (Abdichtung
der Bodenoberfläche mit undurchlässigem Material) beeinflussen die natürlichen
Austauschprozesse zwischen Boden, Wasser und Luft, wie etwa Versickerung und Verdunstung und damit auch das Kleinklima in den Siedlungsgebieten. Durch Bebauung und Versiegelung werden weiters ursprüngliche Biotope für Tiere und Pflanzen je nach Intensität der Bebauung beeinträchtigt oder sogar zerstört. Hinzu kommt ihre flächenmäßige Reduzierung sowie
eine starke Verinselung der verbleibenden Freiräume.
25
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Siedlungstätigkeit verursacht jedoch auch chemische Bodenbeeinflussungen und zwar vorwiegend durch Emissionen von Raumheizungen (Tab. 13).
Tab. 13
Chemische Bodenbeeinflussungen durch Siedlungstätigkeit (nach BLUM et al.,
1989)
Belastungspfad
betroffene Fläche
Belastungsintensität
ha
Art
(kg.ha-1.a-1)
8.385.000
Bundesgebiet
3,8
Emissionen
S
N
0,7
Kohlenwasserstoffe
1,7
Flugstaub
2,3
6.4.
Bodenbeinflussung durch Industrie und Gewerbe
Über die Flächeninanspruchnahme von Industrie und Gewerbebetrieben stehen derzeit keine
aussagekräftigen Daten zur Verfügung. Der vermutlich relativ geringe Flächenanteil an der
österreichischen Gesamtfläche darf jedoch nicht darüber hinwegtäuschen, dass durch Betriebsanlagen großräumig starke Beeinträchtigungen des Bodens verursacht werden. In Tab. 14 sind
einige flächenmäßig bezogene Angaben zusammengestellt.
Tab. 14
Chemische Bodenbeeinflussungen durch Industrie und Gewerbe (nach BLUM et al.,
1989)
Belastungspfad
betroffene Fläche
Belastungsintensität
ha
Art
(kg.ha-1.a-1)
8.385.000
Bundesgebiet
8,9
Emissionen
S
N
2,1
Kohlenwasserstoffe
0,4
Flugstaub
1,0
Die sicherlich bedeutenden Schwermetallemissionen von Industrie und Gewerbe sind derzeit
nicht zu quantifizieren. In Tab. 15 sind die Anwendungsbereiche einiger wichtiger Schwermetalle in Industrie und Gewerbe angeführt. Man erkennt eine Vielzahl möglicher Herkünfte von
Schwermetallen aus Prozessen der industriellen Produktion.
Die industrielle Produktion trägt zur Bodenbelastung über die Belastungspfade Luft (Emissionen), Abwasser (inkl. Klärschlämme) und Deponie von Produktionsrückständen bei.
26
Tab. 15
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Einige der wichtigsten Anwendungsbereiche von Schwermetallen in der Industrie
(nach CRAIG, 1986, cit. in BLUM et al., 1989)
Anwendungsbereich
Cd Cr Cu Hg Pb Ni Sn Zn Ti
Papierindustrie
x
x
x
x
x
x
x
x
organische Petrochemie
x
x
anorganische Chemie
x
x
x
x
x
x
Düngemittel
x
x
x
x
x
x
x
Erdölraffinerie
x
x
x
x
x
x
Metallverarbeitung
x
x
x
x
x
x
Automobil- und Flugzeugindustrie
x
x
x
x
Lederindustrie
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
x
Eine weitere bedeutende industrielle Belastungsquelle existiert in Schlämmen und festen Rückständen, die, soweit sie nicht der Wiederverwertung zugeführt werden, auf Deponien entsorgt
werden müssen und so zur gezielt/lokalen Bodenbelastung werden.
Während die bisher genannten Belastungsquellen vorwiegend eine lokale Kontamination von
Böden verursachen, ergeben sich aus atmosphärischen Emissionen z.T. weiträumige Belastungen mit Schwermetallen. Hierdurch kommt es selbst in emittetenfernen Gebieten zur Schwermetallanreicherung in Böden. Wenig bekannt ist, mit Ausnahme der Kohlenwasserstoffemissionen, über das Ausmaß organischer Emissionen der Industrie.
6.5.
Bodenbeeinflussungen durch Entsorgung
Aus der Entsorgung erwachsen vorwiegend chemische Beeinflussungen. Neben organischen
Verbindungen handelt es sich bei den Inhaltsstoffen der Ausgangs- und Endprodukte der Entsorgung vorwiegend um Schwermetalle. In Tab. 16 sind derartige Schwermetallgehalte angegeben.
Untersuchungen verschiedener Klärschlämme auf organische Verbindungen ergaben eine Vielzahl von Inhaltsstoffen aus unterschiedlichen Stoffgruppen: Kohlenwasserstoffe (KW); Chlorkohlenwasserstoffe (CKW); polycyklische aromatische Kohlenwasserstoffe (PAH); Phenole;
Amine; Carbonsäuren etc.; PCB´s.
Die zunehmende Verwendung moderner Waschmittel bewirkte auch ein Ansteigen des Detergentiengehaltes im Schlamm, wobei in Deutschland weit gestreute Konzentrationen festgestellt
wurden (0,7 - 2% in der TS). Weiters finden sich im Klärschlamm noch auf Mineralölbasis hergestellte Schmiermittel, Wuchsstoffe, Hormone, Vitamine etc. Über die unmittelbaren Auswirkungen auf die Entwicklung der Bodenfauna und -flora bzw. auf das Grundwasser ist noch
wenig bekannt. Es gibt jedoch Hinweise, dass organische Schadstoffe im Lauf der Zeit durch
Mikroorganismen im Boden mehr oder weniger rasch abgebaut werden oder einer deutlichen
Abnahme unterliegen. Es wird angenommen, dass es über längere Zeiträume zu keinen irreversiblen Anreicherungen kommen kann.
27
Tab. 16
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Schwermetallgehalte von Ausgangsstoffen und Endprodukten der Entsorgung
(FREEDMAN und HUTCHINSON, 1981; BLUM et al., 1989)
Element
Klärschlamm
Müllkompost
(ppm TS)
(ppm TS)
feste brennbare
Siedlungsabfälle
(ppm TS)
Arsen
Altöl
(ppm)
0,01
Cadmium
1-2
bis 800
Kupfer
Molybdän
2 - 22
10 - 30
80 - 900
0,14
1-5
bis 100
2 - 100
bis 8000
9 - 90
10
Blei
5 - 23900
bis über 1%
110 - 1500
0,3
Selen
1-2
bis 7
Zink
100 - 12900
bis über 1%
200 - 2500
0,25
Chrom
100 - 300
bis 4000
20 - 100
--
Cobalt
0,05 - 300
bis 5
0,2
Titan
1000 - 10000
bis 25000
--
Sp. - 300
bis 400
50
Sp. - 1
bis 30
bis 7
0,001
bis 10
20 - 40
0,01
bis 10000
50 - 240
--
ca. 0,14
10
Nickel
Vanadium
Silber
Zinn
Mangan
Quecksilber
6.6.
500 - 1000
40 - 400 ppb
10
--
Bodenbeeinflussungen durch Rohstoff- und Energiewirtschaft
Bodenverluste und Belastungen treten vor allem durch Abbau von Massenrohstoffen (Kiese,
Sande) im Tagbau, durch Abraumhalden von Bergwerken, durch Kraftwerksbauten (Betriebsanlagen und Stauhaltungen), durch Emissionen kalorischer Kraftwerke und durch Energieverteilungssysteme auf.
Einen Gewerbezweig mit relativ hohem Flächenbedarf stellen Kiesentnahmestellen dar. In
Österreich ist diese Art der Rohstoffgewinnung vornehmlich auf flussnahe Bereiche und Bekkenlagen beschränkt. Bei den Abbaumöglichkeiten kann man zwischen dem Trocken- und dem
Nassabbau unterscheiden. Bei der Trockenbaggerung wird ein Mindestabstand der Abbausohle
vom höchsten Grundwasserspiegel von 1 m angegeben.
Bei Trockenbaggerungen wird der Grundwasserhaushalt im allgemeinen quantitaiv nicht negativ beeinflusst. Hingegen können bei unsachgemäßem Vorgehen durch den Abtrag wesentlicher
Teile der Deckschichte durchaus Beeinträchtigungen in qualitativer Hinsicht eintreten. Auf die
verbleibende Deckschichte aufgebrachte Schadstoffe gelangen rascher und auf direktem Weg
oft ohne Filterung in das Grundwasser. Nassabbau hat sowohl quantitative als auch qualitative
Auswirkungen auf den Grundwasserhaushalt. Das Freilegen der Grundwasseroberfläche hat zur
Folge, dass das Wasser im Baggerteich unmittelbar den quantitativen Auswirkungen des
Klimas ausgesetzt ist (potentielle Evaporation, Niederschlag).
28
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Im Nahbereich des Baggersees kommt es zu Änderung der Grundwasserströmungsverhältnisse.
Der Wasserspiegel in einem Baggersee ist horizontal und müsste sich bei unveränderter
Kommunikation durch die Ufer auf die Höhe des ursprünglichen Grundwasserstandes in der
Mitte zwischen ober- und unterstromigem Ufer einstellen. Zwischen der ungestörten Grundwasser- und Baggerseeoberfläche stellt sich eine Schnittlinie ein, die sog. Kippungslinie. Die
Horizontalstellung der Wasseroberfläche bewirkt im Oberstrom eine Absenkung und im Unterstrom eine Erhöhung des Grundwassers und somit eine Abströmung vom Baggersee. Dieser
Vorgang wird durch Abdichtungstendenzen mit zunehmendem Alter des Baggersees abgeschwächt (Abb. 5).
Die Passage des Grundwassers in einem eutrophierten Baggersee kann zu Verminderungen des
Kalziumgehaltes und damit auch zu einer Verminderung der elektrischen Leitfähigkeit führen.
Es bedingt weiters auch starke Schwankungen des pH-Wertes sowie des Anteiles an freiem,
gelöstem Sauerstoff.
Über Ausmaß und Reichweite der physikalischen und chemischen Veränderungen im abgedeckten unterstromigen Grundwasser gibt es noch wenige Untersuchungen. In Schottergebieten
mit hohen Grundwasserfließgeschwindigkeiten beträgt die Reichweite einige hundert Meter.
Die Reichweite der Beeinflussung des Grundwasserstandes im Bereich des Baggersees hängt
ausser von den geometrischen Abmessungen der Auskiesung vom natürlichen GW-Gefälle und
von der Durchlässigkeit der Seeufer ab. Die Beeinflussung der Strömungsverhältnisse wird
wesentlich durch die Lage des Baggersees zur Strömungsachse bestimmt. Wichtig dabei ist das
Verhältnis der großen zur kleinen Seeachse bei gegebener Oberfläche und die Lage der großen
Seeachse im Grundwasserstrom (Abb. 6).
Abb.5
Abdichtungszustände eines Baggersees
29
Abb. 6
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Schematische Darstellung der Grundwasserströmung bei unterschiedlicher Lage der
Hauptachse einer Kiesgrube
Möglichkeiten einer Folgenutzung liegen bei Kiesentnahmestellen im Trockkenabbau in der
land- und forstwirtschaftlichen Nutzung und der Nutzung für Freizeit- und Erholungszwecke
(„ökologische Ausgleichsflächen“).
Die ökologischen Auswirkungen von Stauhaltungen sind vielschichtig. Sie reichen von einer
möglichen Zerstörung ursprünglicher Uferbiotope über Beeinflussung von Grundwasserkörpern bis hin zu grundlegenden Veränderungen im Abflussverhalten von Fließgewässern.
Kalorische Kraftwerke sind im Vergleich zu Wasserkraftwerken im Hinblick auf ihren Bodenund Landschaftsverbrauch von untergeordneter Bedeutung. Von größter Bedeutung für den
Boden sind hingegen die Emissionen dieser Kraftwerke, da sich diese als Immissionen niederschlagen (Tab. 17).
Tab. 17
Chemische Bodenbeeinflussungen durch kalorische Kraftwerke (nach SCHÖRNER,
1984, cit. in BLUM et al., 1989)
Belastungspfad
betroffene Fläche
Belastungsintensität
ha
Art
(kg.ha-1.a-1)
8.385.000
Bundesgebiet
5,7
Emissionen
S
N
1,4
Kohlenwasserstoffe
0,17
Flugstaub
0,95
30
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Die Schwermetallemissionen kalorischer Kraftwerke können aufgrund fehlender Daten nicht
quantifiziert werden. In Tab. 18 sind jedoch die Schwermetallgehalte fossiler Brennstoffe bzw.
deren Aschen zusammengestellt. Die Flugasche von Erdölfeuerungen kann beachtliche Mengen
an Schwermetallen Ni, V, Cu und Cd enthalten, während jene von Kohlekraftwerken vor allem
höhere Chromgehalte aufweisen.
Tab. 18
Schwermetallgehalte von fossilen Brennstoffen der Energiegewinnung bzw. deren
Aschen (nach FREEDMAN und HUTCHINSON, 1981; GREFEN et al., 1984; LAGERWERFT et al., 1970; RÖSLER et al., 1988)
Element
Erdöl (Asche)
Steinkohle
(Asche)
ppm (TS)
Kohle
Altöl
ppm (TS)
ppm
420
5
0,01
0,4 - 20,5
1 - 10
0,1 - 5
0,01
10.500
210
15
0,14
150
62
5
10
Nickel
24.000
175
15
10
Blei
2.000
410
25
0,3
0,8 - 5,1
--
ppm (TS)
Arsen
Cadmium
Kupfer
Molybdän
Selen
Zink
4.000
510
50
0,25
Chrom
0.05
225
--
--
Cobalt
920
95
3 - 38
0,2
Titan
0,1
6.400
500
--
10.000
345
25
50
Silber
0,5
0,001
Zinn
2
0,01
Mangan
50
--
0,01
10
Vanadium
Quecksilber
0,43
0,07
Der Bau von Freileitungstrassen für Hochspannungsleitungen kann einen erheblichen Eingriff
in die Natur- und Kulturlandschaft darstellen. Lebensräume werden durch Leitungstrassen zerschnitten. Bei der Durchquerung von Waldbeständen müssen je nach Leitungstyp 20 - 70 m
breite Schneisen geschlagen werden. Dadurch kommt es zu erheblichen Beeinträchtigungen des
Waldökosystems. Die Trassen wirken oft als Windkanäle. Windbrüche, Hagel und Eisschäden
sind die Folge. Im Hochgebirge wiederum sind Trassen gefährdete Bereiche für Schneerutschungen und Lawinenabgänge.
31
6.7.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Bodenbeeinflussungen durch Forstwirtschaft
Wald prägt mit 46% Anteil an der Landesfläche ganz wesentlich den Charakter der österreichischen Landschaft. Durch sein Potential, vielfältige Interessen der Gesellschaft sowohl ökonomischer als auch sozialer Natur zu befriedigen, stellt der Wald eine bedeutende Lebensgrundlage für den Menschen dar. Vordringliches Interesse der Gesellschaft besteht in der Erhaltung
des Waldes zum Schutz des menschlichen Lebensraumes vor Elementarereignissen, der Produktion klaren Trinkwassers und in zunehmendem Maße als Landschaft mit hohem Erholungswert.
Die Forstwirtschaft beeinflusst den Boden vornehmlich über folgende Belastungspfade:
− Forststraßenbau
− Bewirtschaftungsmaßnahmen (Holzernte, Durchfostung, Kahlschlagwirtschaft, Baumartenwahl)
− Emissionen forstlicher Fahrzeuge und Maschinen
− Forstdüngung
− Pflanzenschutz.
In Tab. 19 ist die Flächeninanspruchnahme forstlicher Maßnahmen zusammengestellt.
Tab. 19
Flächeninanspruchnahme durch bodenbeeinflussende Maßnahmen der Forstwirtschaft (nach BLUM et al., 1989)
Belastungspfad
Betroffene Fläche
ha
Nutzungsartart
Fahrbahnflächen
63.044
Wald
indirekte Flächenbeanspruchung
60.000
Holzernte
Kahlschläge
Bodenbearbeitung, Bewuchsentfernung, Entwässerung
3.191.305
Wald
16.384
Wald
520
Wald
Bereits in historischer Zeit erfolgte eine anthropogen bedingte Bodenversauerung als Folge des
Entzuges basischer Kationen mit der Biomasse bei Waldweide, Streunutzung und Holzernte in
Waldökosystemen. Diese früheren Praktiken stellen eine Vorbelastung von Waldböden dar.
Damit wurden die Keim- und Wuchsbedingungen für Waldbäume verändert. Unterschiedliche
Durchwurzelung in den ursprünglichen Mischwäldern und den nachfolgenden Monokulturen
führte zum Verlust von Wurzelraum, zur Veränderung des Bodengefüges und der Bodenhydrologie. Weiters kann die Überführung von Laub- in Nadelholz zur Versauerung beitragen,
indem durch weitere C/N-Verhältnisse in der Streu der Abbau gehemmt wird (Humusakkumulation; REHFUESS, 1981).
Schadstoffeintrag stellt derzeit die größte Bedrohung unserer Wälder dar. Schadstoffe, die den
Stoffhaushalt von Waldökosystemen unmittelbar verändern, führen zu Bodenversauerung,
Metallvergiftungen oder einseitigen Überdüngungen, insbesondere mit Stickstoff. Im Vergleich
zur Landwirtschaft ist der Nitrataustrag unter Wald im allgemeinen sehr gering und trägt nur in
Ausnahmefällen lokal wesentlich zur Grundwasserbelastung bei.
32
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Auch Pflanzenschutzmittel spielen derzeit in der Forstwirtschaft eine untergeordenete Rolle. Es
sind aber zum Teil ökologische bedenkliche hochtoxische Mittel zugelassen. Mit zunehmender
Destabilisierung durch Schadstoffe und dem vermehrten Auftreten von Schädlingen könnte
aber deren Einsatz in Zukunft immer notwendiger erscheinen, um Waldfunktionen erhalten zu
können.
Die Ablagerung von Klärschlamm und Müllkompost in Wäldern ist durch die Forstgesetznovelle 1987 verboten. Streusalz führt dagegen in vielen Gebieten zu ernsten Schäden am Waldboden.
Bodenphysikalische Belastungen ergeben sich durch das Befahren des Waldbodens. Es kommt
zu einer Verdichtung und Verschmierung der Bodenporen. Dadurch wird das Infiltrationsvermögen des Bodens stark herabgesetzt und die Bodendurchlüftung drastisch verschlechtert. Eine
schwerwiegende Beeinträchtigung des Edaphons und damit eine Behinderung der Nährstoffumsetzung ist die Folge. Weiters steigt die Erosionsgefährdung. Das Fahren auf dem
Waldboden zieht auch meist eine Verletzung der Feinwurzeln der Bäume nach sich, womit die
Gefahr einer Infektion bedeutend steigt (UBA, 1988).
6.8.
Bodenbeeinflussungen durch die Landwirtschaft
Die Landwirtschaft trägt über eine Reihe von Belastungspfaden zur Bodenbelastung bei:
−
−
−
−
−
−
−
−
Landwirtschaftlicher Wegebau
Flurbereinigung
Be- und Entwässerungsmaßnahmen
Bodenbearbeitung und Landtechnik
Emissionen landwirtschaftlicher Fahrzeuge und Maschinen
Mineraldüngung
Wirtschaftsdüngung
Pflanzenschutz.
Düngung und Pflanzenschutz bewirken vorwiegend chemische Bodenveränderungen. Stickstoffeinträge erfolgen in der Landwirtschaft durch Wirtschaftsdünger (verstärkt durch Futtermittelimporte) und Handelsdünger, in geringem Maße auch durch Verwertung von Siedlungsabfällen (vgl. BACH, 1985; KÖCHL, 1988).
Nährstoffe
Stickstoff als lebensnotwendiges Makroelement der Pflanzenernährung wird erst zum Schadstoff, wenn Entkoppelungen zwischen Angebot und Pflanzenaufnahme erfolgen. In der Landwirtschaft kann es dazu aus folgenden Gründen kommen:
− Überdüngung
− ungünstiger Düngungszeitpunkt
− lange Brachezeiten und Weitstand der Kulturen aufgrund ungünstiger Kulturarten und
Fruchtfolgen
− Grünlandumbruch
− Anbau flachwurzelnder Pflanzenarten
− Entkoppelung des Anfalles von Wirtschaftsdünger und Pflanzenbedarf
− Versickerung von Nitrat bei der Lagerung von Wirtschaftsdüngern
− Versickerung von Silagesäften
− Mobilisierung von organischem Stickstoff durch Bodenbearbeitung.
33
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Als weitere Stickstoffbelastung aus der Landwirtschaft ist die Emission von Ammoniak anzusehen (HEBER, 1985). Ammoniak entwickelt sich bei der Lagerung und Ausbringung von
Gülle sowie bei der Anwendung von Ammonium- und Amiddüngern. Direkte Pflanzenschädigung erfolgt nur in der unmittelbaren Umgebung von Güllelagern, da Ammoniak rasch zu Nitrat oxidiert wird (HEBER, 1985).
Als Hauptproblem in Grünlandgebieten muss der Anfall und die Anwendung von Wirtschaftsdüngern angeführt werden (AMBERGER, 1983). Dies ist auf die zunehmende örtliche Entkoppelung von Grünland- und Ackerwirtschaft zurückzuführen (KÖCHL, 1988). Hierdurch
entstehen Überschüsse an Wirtschaftsdüngern in Grünlandgebieten, unterstützt durch die Konzentration der Viehhaltung auf immer weniger Betriebe unter Einsatz betriebsfremder Futtermittel. Das Problem wird durch die zeitliche Entkoppelung von Wirtschaftsdüngeranfall und
Pflanzenbedarf an Nährstoffen noch weiter verschärft. Dadurch entsteht zusätzlicher Lagerraumbedarf sowie längere Lagerungsdauer, wodurch wiederum höhere Lagerungsverluste entstehen. Zu wenig Lagerraum zwingt zu einer Ausbringung des Wirtschaftsdüngers ausserhalb
der Zeiten des entsprechenden Pflanzenbedarfs (vor allem im Herbst und Winter) und führt
somit zu hohen Auswaschungsverlusten und zu einer beträchtlichen Belastung des Grundwassers mit Nitrat. Hinzu kommt vor allem in Grünlandgebieten eine hohe symbiotische Stickstoffbindung durch Leguminosen, wodurch der Boden ein hohes Grundniveau an Stickstoff
aufweist. Diese ungünstige Situation wird im Dauergrünland gemildert, da durch die ganzjährige Vegetationsbedeckung Auswaschungsverluste durch Pflanzenverdunstung entscheidend
verringert werden. Eine weitere Belastung von Grünlandgebieten besteht jedoch in der Versikkerung von Silagesäften und Hofabwässern. Sie hat hauptsächlich lokale Bedeutung.
Als Folge der Entkoppelung von Ackerbau und Viehaltung muss der durch Ernteentzüge, Auswaschung und Verluste an die Atmosphäre entzogene Stickstoff extern wieder zugeführt werden. Dies erfolgt fast ausschließlich über mineralische Handelsdünger. Der Vorteil dieser Dünger liegt in der gezielten Ausbringungsmöglichkeit und in der sofortigen Verfügbarkeit für die
Pflanzen (KUNTZE, 1980). Bei unsachgemäßer Anwendung bezüglich Menge und Ausbringungszeitpunkt besteht jedoch die Gefahr der Grundwasserbelastung. Andererseits weisen Akkerflächen oft lange Brachezeiten auf (vor allem bei Mais und Hackfrüchten), wodurch die
Nitratauswaschung gefördert wird.
Als besonders hoch sind die Stickstoffauswaschungsverluste im Weinbau zu bewerten. Neben
der kurzen Vegetationszeit, der geringen Pflanzenanzahl pro Fläche und der hohen Rückführung von Biomasse (Blätter, Holz, Trester) trägt häufig auch hoher Skelettgehalt der Weinbergsböden zum Nitratproblem bei. Der hohe Grobanteil ermöglicht ausser einem hohen Sikkerwasseranteil auch hohe Mineralisationsraten, da er gute Erwärmbarkeit und Durchlüftung
der Böden garantiert. Je nach Traubenertrag liegt der gesamte Stickstoffbedarf zwischen 40 und
80 kg pro Hektar. Von dieser Menge werden rd. 14% durch das Schnittholz, 18% durch das
Gipfellaub und 44% durch die Rebblätter entzogen. Der reine N-Bedarf der Trauben beträgt nur
rd. 18 kg/ha, das entspricht 24% des Gesamtentzuges (BAUER, 1988; KLIK, 1992).
Phosphoreinträge aus der Landwirtschaft erfolgen hauptsächlich über die Düngung. Neben
Handelsdüngern kommen vor allem Hühner- und Schweinegülle als Phosphorquellen in Betracht (FAUSTZAHLEN DER LANDWIRTSCHAFT, 1988).
Durch Handelsdünger, insbesondere Kaliumchlorid, werden dem Boden auch relativ hohe
Mengen an Chlor zugeführt. Schwermetalleinträge stammen aus Handels- und Wirtschaftsdüngern (Tab. 20), Pflanzenschutzmitteln (Tab. 21) sowie landwirtschaftlich genutzten Klär-
34
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
schlämmen. Insbesondere Phosphatdünger stellen eine beachtenswerte Schwermetallquelle dar
(Tab. 22).
Tab. 20
Schwermetallgehalte (in mg.kg-1 TS) von Düngemitteln (FREEDMAN und
HUTCHINSON, 1981, cit. in BLUM et al., 1989)
Düngemittel
Cd
Co
Cr
Cu
Ni
Pb
Zn
Monoammoniumphosphat
5,7
4,0
66
2,9
39
<3
69
Diammoniumphosphat
5,6
4,0
68
2,6
37
<3
71
Superphosphat
2,1
4,0
39
2,4
23
<3
42
Triplesuperphosphat
9,3
5,0
92
3,1
36
3
108
Thomasphosphat
<0,5
--
2892 39,2
5,6
13,1
72
Harnstoff
<0,1
1
3
0,4
1
3
1
Ammoniumnitrat
<0,2
1
5
0,3
7
3
3
Kaliumchlorid
<0,1
2
<3
<0,6
4
3
<1
Kaliumsulfat
<0,2
1
3
0,5
5
3
3
Dolomit
<0,1
1
3
0,2
5
3
2
Rindermist
0,8
5,9
56
62
29
16
71
Tab. 21
Schwermetalleintrag durch Pflanzenschutzmittel (KÖCHL, 1988)
Element
enthalten als
g.kg-1
Präparat
Min - Max
Eintrag in
g.ha-1.a-1
mittlerer
Eintrag in
g.ha-1.a-1
höchstzulässiger
Eintrag für Klärschlamm
Cd
Verunreinigung
0 - 0,4
0-4
0,1
25
Pb
Verunreinigung
0-1
0 - 10
0,4
1250
Cu
Wirkstoff
100 - 600
1000 - 15000
3500
1250
Mn
bzw.
2 - 200
10 - 1600
800
--
Zn
dessen
70 - 300
200 - 2500
900
5000
Hg
Bestandteil
1,5
25
Tab. 22
Durchschnittlicher Cadiumeintrag durch Phosphatdüngung in Niederösterreich
(OBERLÄNDER und KÖCHL, 1984)
Düngung
kg P2O5 ha-1.a-1
Cd-Eintrag
g.ha-1.a-1
Anzahl an Jahren bis zum
Erreichen des Grenzwertes
(2 mg/kg lt KS-Verordnung)
43,5 (nö. Durchschnitt)
1,67
4932
70
2,68
3093
100
3,83
2158
35
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
In intensiv genutzten Grünlandgebieten mit hoher Schweinedichte besteht nach VETTER und
STEFFENS (1986) die Gefahr der Cu- und Zn-Anreicherung durch Wirtschaftsdünger
(Schweinegülle). In Tab. 23 sind Cu- und Zn-Gehalte niederösterreichischer Güllen wiedergegeben.
Tab. 23
Kupfer- und Zinkgehalte verschiedener Güllen aus Niederösterreich (KÖCHL, 1988,
cit. in BLUM et al., 1989)
Gülle
von
Kupfer (in mg.kg-1 TS)
Zink (in mg.kg-1 TS)
Mittel
Spanne
Mittel
Spanne
Hühnern
54
26 - 66
368
281 - 454
Rindern
57
20 - 100
248
97 - 441
Schweinen
406
173 - 732
908
318 - 1672
GW
Klärschlamm
500
2000
Organische Verbindungen stammen ebenfalls aus Klärschlämmen sowie Pflanzenschutzmitteln.
Relativ hohe Fluoreinträge können bei Anwendung meeresbürtiger Phosphatdünger erfolgen
(vgl. Tab. 24). Die Einträge mit Düngemittel können Maximalwerte von 5 - 20 kg F/ha erreichen.
Tab. 24
Fluorgehalte von Düngemitteln (nach ÖHLSCHLÄGER, 1968)
Düngemittel
Fluorgehalt
(g F/kg)
Rohphosphate
33,4 - 44,1
Hyperphosphate
31,0 - 36,4
Superphosphat
14,6 - 25,7
Thomasphosphat
0,01 - 0,14
Nennenswerte Schwefeleinträge erfolgen einerseits über Dünger und, besonders in Obst- und
Weinkulturen, auch über Pflanzenschutzmittel. In Deutschland gelangen über Mineraldüngung
jährlich durchschnittlich 15 kg S/ha LN in den Boden, über organische Düngung ca. 4 kg. Die
Einträge durch Pflanzenschutzmittel in Obst- und Weinbaukulturen können bis zu 3 kg S/ha
und Jahr betragen (SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL, 1989).
36
7.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Quantifizierung der Bodenbelastungen
Bodenbelastungen können räumlicher, physikalischer oder chemischer Natur sein. Bodenbelastungen vornehmlich räumlicher Natur werden als Bodenverluste bezeichnet, da hierdurch
Teile der Bodensubstanz (Bodenentnahme, Erosion) oder ein Großteil der Bodenfunktionen
(Versiegelung) verloren gehen. Physikalische Bodenbelastungen äußern sich vornehmlich in
Veränderungen der Bodenstruktur und können unter anderem Volumensverluste (Verdichtung)
nach sich ziehen. Chemische Bodenbelastungen werden vor allem durch stoffliche Einwirkungen hervorgerufen. Man unterscheidet anorganische und organische Bodenbelastungen.
7.1.
Bodenverluste
Unter Bodenverlust wird der totale oder teilweise Verlust des Bodens sowie die Versiegelung
der Bodenoberfläche verstanden. Besonders hervorzuheben ist die weitgehende Irreversibilität
derartiger Bodenverluste, da die neuerliche Bodenbildung geologische Zeiträume beanspruchen
würde.
7.1.1. Bodenerosion durch Wasser
Neben Bodenversiegelung, -aushub und -umlagerung trägt vor allem die Bodenerosion durch
Wind und Wasser zu weiträumigen Bodenverlusten bei. Durch Wassererosion werden in Mitteleuropa durchschnittlich etwa 0,75 t Bodenmaterial pro Hektar und Jahr abgetragen (BAUMANN et al., 1974). Ein mittlerer Bodenabtrag von 2,9 t/ha.a in deutschen Mittelgebirgen wird
als oberer Grenzbereich für Mitteleuropa angegeben (PREUSS, 1977 cit. in WELTE und
TIMMERMANN, 1982). Der durchschnittliche Bodenverlust in verschiedenen Ackerbaugebieten der Schweiz wird mit 0,3 bis 5 t/ha und Jahr beziffert (MOSIMANN, 1988). Unter österreichischen Klimabedingungen kann nach UBA (1988) die Bodenerosion Werte von 80 t pro
Hektar und Jahr erreichen.
In Österreich müssen im wesentlichen zwei Problemregionen der Bodenerosion genannt werden. Besonders wassererosionsgefährdet sind einerseits die intensiv genutzten Ackerbaugebiete
in den tiefgelegenen Hügelländern, andererseits die Alpenregion. Unterschiede bestehen sowohl hinsichtlich der Ursachen als auch der Auswirkungen der Erosion.
Bodenerosion in Ackerbaugebieten wird vorwiegend verursacht durch:
− Zunahme offener Flächen durch Änderung der Fruchtfolge, insbes. Zunahme der Hackfruchtflächen inkl. Maisanbau; dadurch späte bzw. geringe Bodenbedeckung
− Verschlechterung der Bodenstruktur
− erosionsfördernde Bodenbearbeitung (Bearbeitung in Falllinie)
− Vergrößerung der Schläge durch Flurbereinigung; Verlust der Hanggliederung durch Hekken, Feldraine, Vergrößerung der Hanglänge
− Verkehrswegebau mit ungenügender Berücksichtigung kleinräumiger Abflussverhältnisse
und unzureichender Entwässerung.
Bodenerosion in den Alpen hat hingegen folgende Ursachen:
− Siedlungstätigkeit und Verkehrswegebau
− Freizeit- und Erholungstätigkeit, insbes. Schipistenbau
− Niedergang des Schutzwaldes durch Immissionen, Wildverbiss und mangelnde Pflege
− Alpwirtschaft durch Viehtritt, Alpweide etc.
37
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Die daraus entstehende Kombination aus mangelnder Bodenbedeckung durch Vegetation mit
Bodenverletzungen und -verdichtungen, Destabilisierung der Schutzwälder und daraus resultierenden Veränderungen des Wasserhaushaltes führte in den letzten Jahrzehnten zu einer Zunahme der Überschwemmungs- und Lawinenereignisse in den österreichischen Alpen
(KRONFELLNER-KRAUS, 1989).
7.1.2. Bodenerosion durch Wind
Neben dem fließenden Wasser ist der Wind ein wichtiger Gestalter der Erdoberfläche. Sein
Hauptwirkungsbereich liegt dort, wo sich wegen zu großer Trockenheit oder Kälte keine geschlossene Vegetationsdecke entwickeln kann. So wie das der Schwerkraft folgende, abfließende Wasser die Energiegrundlage der Wassererosion darstellt, so ist die im Druckgefälle bewegte Luft der Motor der Winderosion.
Winderosion unterscheidet sich von der Wassererosion dadurch dass:
−
−
−
−
−
erodierbare Teilchen kleiner sind
kritische Geschwindigkeiten größer sind
Dichteunterschiede größer sind (Luft : Sand wie 1 : 2.000)
Relief als zeitinvarianter Faktor fehlt
die Wirkung komplexer ist, da der Wind bei aufeinanderfolgenden Verwehungsereignissen
in unterschiedlicher Richtung und sogar hangauf verlagern kann.
Die Windgeschwindigkeit der freien Atmosphäre wird mit Annäherung an den Boden durch
Reibung immer stärker abgebremst, bis sie unmittelbar am Boden auf Null absinkt. Die mit der
Abbremsung verbundene turbulente Luftverwirbelung ist entscheidend dafür, dass die kinetische Energie des Windes durch die dünne Lufthaut über dem Boden hindurch überhaupt auf die
oberflächlichen Bodenpartikel übertragen werden kann. Die Scherkraft des Windes ist dem
vertikalen Gradienten der Windgeschwindigkeitsabnahme direkt proportional.
Drei verschiedene Formen der Winderosion werden unterschieden, und zwar die Saltation, das
Kriechen und das Schweben (vgl. Abb. 7).
Saltation ist die wichtigste Transportform für Sandkörner. Die vom turbulenten Wind in die
Höhe gerissenen Bodenteilchen gelangen in Schichten größerer Windgeschwindigkeit (mehrere
dm Scheitelhöhe), werden beschleunigt und fallen nach mehreren Metern Länge in flacher
Bahn wieder zurück. Unter allen Korngrößen wird die von 0,1 mm Durchmesser am leichtesten
in Bewegung gesetzt. Für größere Körner steigt wegen ihres Gewichtes der Schwellenwert der
Windgeschwindigkeit an. Für kleinere Körner ist wegen ihrer Lage im Windschutz der
größeren Körner sowie wegen der zunehmenden kohäsiven Bindung vor allem über Wasserfilme eine größere Windgeschwindigkeit erforderlich. Der Prozess der Saltation ist bei Ackerböden so wichtig, da mit den zurückfallenden Körnern die kinetische Energie des Windes direkt auf den Boden gebracht wird. Dadurch wird die Anzahl der verwehbaren Bodenteilchen
erhöht.
Kriechen ist die Bewegungsform der gröberen Bodenteilchen (0,5 bis 0,2 mm). Diese sind zu
schwer, um in die Höhe geschleudert zu werden. Von den durch Saltation bewegten Sandkörnern können sie jedoch angestoßen werden und geschoben oder ins Rollen gebracht werden. Je
stärker der Wind ist, desto größer sind die Durchmesser der noch bewegten Partikel.
Suspension oder Schweben ist die Transportart der Teilchen < 0,05 mm. Aufgrund ihres geringes Gewichtes können sie von der turbulenten Luftbewegung mehrere Meter in die Höhe geris-
38
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
sen und dort im Windstrom über größere Entfernungen transportiert werden. Zu dieser Fraktion
zählen die wichtigsten organischen Bestandteile des Bodens sowie Düngerbestandteile.
Abb. 7
Schematische Darstellung des Zusammenwirkens der Bewegungsformen der Bodenpartikel verschiedener Größenordnung bei Winderosion (aus BLUME, 1992)
Der kriechend-rollende Transport endet vielfach schon in der nächsten Ackerfurche und kann
die Grenze des verwehungsbetroffenen Feldes in der Regel nicht überwinden. Die Reichweite
des Saltationstransportes hängt von der Windstärke und -geschwindigkeit ab. Bei schwachen
und kurzdauernden Winden verbleibt der Sand innerhalb des verwehungsbetroffenen Feldes.
Deflations- und Akkummulationsflächen sind oft eng verzahnt. Bei stärkerer und anhaltender
Verwehung gelangt der Sand auch über die Feldgrenzen hinaus. Der Suspensionstransport
reicht deutlich weiter, bis zur nächsten windberuhigten Zone, etwa einem Waldstück oder einer
Senke.
Der relative Anteil der Transportarten kann aus Korngrößenvergleichen des Saltationsmaterials
mit dem Ausgangsmaterial abgeschätzt werden. Von KUNTZE (1969) wurde das Verhältnis
von Saltations- zu Suspensionstransport in einem Fall eines Sandbodens in Norddeutschland
auf 1:1 geschätzt.
Die Auswirkungen der Bodenerosion sind durchwegs schädlich. Das gilt schon für das einzelne
(stärkere) Ereignis und noch mehr für die chronischen Auswirkungen wiederholter Ereignisse.
Der A-Horizont wird verkürzt, dabei werden, wie bei der Wassererosion, neben den Feststoffen
die Nähr-, aber auch Schadstoffe abtransportiert. Der durch Saltation bewegte Sand führt zu
Ablagerungen. Die Einarbeitung der Auflage in den Boden führt zur Strukturverschlechterung
durch Sandanreicherung. Die in Suspension bewegten Teilchen sinken erst in stärker
windberuhigten Landschaftsteilen zu Boden, wodurch es zu einem unerwünschten Nährstoffeintrag kommen kann.
39
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
7.1.3. Auswirkungen auf Bodenzustand und Bodenfunktionen
Durch Bodenverluste infolge Bodenversiegelung und -erosion gehen mit Ausnahme der Trägerfunktion praktisch alle Bodenfunktionen langfristig oder endgültig verloren (Tab. 25). Vor
allem der Verlust an Produktions- und physikalisch-chemischer Pufferfunktion sind von Bedeutung. Zumeist sind die Verluste an Pufferfunktion gerade dort am größten, wo die größten
Ansprüche durch physikalische und chemische Belastungen gestellt werden, und zwar in den
intensiv landwirtschaftlich genutzten Gebieten. Zugleich handelt es sich um die besten Böden,
die derart z.T. für immer der Biomasseproduktion entzogen werden.
Abtrag und Versiegelung haben ausserdem Auswirkungen auf benachbarte Flächen (off-site
Schäden). Erhöhter OberflächenAbfluss bewirkt z.T. Vernässung und Bodenerosion auf angrenzenden Flächen, während die Grundwasserneubildungsrate in Gebieten mit hohem Versiegelungsgrad reduziert ist. Auch Störungen des Mikro- und Mesoklimas (veränderte Temperatur-, Wind- und Verdunstungsbedingungen) können auf Nachbargebiete übergreifen.
Als Folge der Bodenerosion in Ackerbaugebieten ergeben sich Verluste der Produktionsfunktion und der Pufferfunktion gegenüber Schadstoffen. Durch Verminderung des Wurzelraumes
sowie Humus- und Nährstoffaustrag wird die Produktionsfunktion beeinträchtigt. Verluste an
physiko-chemischer Pufferfunktion gehen auf die Abnahme der Bodenmächtigkeit, insbesondere jedoch auf die Verminderung nähr- und schadstoffadsorbierender Bodensubstanzen, wie
Humus, Tonminerale und pedogene Oxide zurück.
Als Folge der verminderten Schadstoffretention ist mit erhöhter Gefährdung des Grundwassers
durch Kontamination zu rechnen. Ausserdem kommt es durch die eingetragenen Nährstoffe zu
einer Eutrophierung von Oberflächengewässern.
Die Humus- und Tonmineralverluste bedeuten auch eine Verminderung der physikalischen
Pufferfunktion. Einerseits erfolgt eine Abnahme der Wasserspeicherkapazität, andererseits eine
Verminderung der Aggregatstabilität. Beides fördert wiederum die Disposition der Böden für
Bodenerosion.
Bodenverluste sind allgemein durch große Funktionsverluste und Bodenzustandsänderungen
gekennzeichnet. Gemeinsam ist ihnen auch die weitgehende Irreversibilität.
Tab. 25
Bewertung der Bodenverluste (nach BLUM et al., 1989)
Bodenverluste durch
Bodenversiegelung
Bodenentnahme
indir. Flächeninanspruchnahme
Bodenerosion
Tab. 26
Bodenzustandsänderung
5
Funktionsverluste
5
betr.
Fläche
2
Reversi
bilität
5
4
3
4
3
4
4
3
3
Bewertungsschema für Funktionsverluste, Größe der betroffenen Fläche und Reversibilität der Zustandsänderung
Bodenzustandsänderungen
Funktionsverluste
betroffene Fläche
Reversibilität
1
2
3
4
5
sehr
gering
< 1%
sehr groß
gering
mittel
groß
sehr groß
1 - 5%
groß
5 - 10%
mittel
10 - 25%
gering
> 25%
sehr gering
40
7.2.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Physikalische Bodenbelastungen
Physikalische Bodenbelastungen erfolgen hauptsächlich durch Gefügezerstörungen und Eingriffe in den Wasserhaushalt. Unter Gefügezerstörung wird die Gesamtheit aller negativen Einflüsse auf die Bodenstruktur verstanden. Es handelt sich hierbei um ein zentrales Problem des
Bodenschutzes, da über die Veränderung vieler physikalischer Bodeneigenschaften der Boden
als Pflanzenstandort (Produktionsfunktion) sowie als Schadstofffilter und -transformator
(Ausgleichsfunktion) beeinträchtigt wird. Betroffen ist ein Großteil der Landesfläche, wenn
auch aus unterschiedlichen Ursachen und mit unterschiedlicher Intensität.
Hauptursachen von Gefügestörungen sowie die davon betroffenen Flächen sind in Tab. 27 angeführt.
Tab. 27
Ursachen von Gefügestörungen und davon betroffene Flächen (aus: BLUM et al.,
1989)
Fläche
gefügeschädigende Einwirkung
landwirtschaftliche
Nutzfläche
Bodenbearbeitung
Befahren
Betritt (Weidevieh, Mensch)
Veränderung des Bodenklimas (Brache, Kulturweitstand)
Waldfläche
Befahren
Betritt (Mensch)
Veränderung des Bodenklimas (Durchforstung, Kahlschlag)
Versauerung
Verkehrsbegleitfläche
Versalzung
Befahren und Parken
Erholungsflächen
Befahren
Betritt
Planie
Die stärksten Belastungen sind auf intensiv landwirtschaftlich genutzten Flächen und im Nahbereich von Verkehrsadern zu erwarten. Eine extreme Belastung stellt die Planierung von
Schipisten dar (vgl. CERNUSKA, 1986). Als relativ hoch belastet können auch Wirtschaftsund Erholungswälder gelten. Bisher nahm man oft eine Erholung der Aggregatstruktur nach
forstlichen Eingriffen an. Neuere Ergebnisse weisen jedoch darauf hin, dass Verdichtungen der
Aggregate nur sehr langsam regenerieren (ANDRES et al., 1982; FREDE, 1982) und selbst
durch künstliche Lockerung kaum beeinflusst werden. Aggregatstörungen müssen demnach
zumindest teilweise als wenig reversibel betrachtet werden.
Veränderungen im Bodenwasserhaushalt werden auf landwirtschaftlichen Nutzflächen durch
Entwässerungs- und Bewässerungsmaßnahmen herbeigeführt. Verursacher können aber auch
Verkehrsbauten sein.
41
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
7.2.1. Bodenbearbeitung
Die regelmäßige Bearbeitung der Ackerkrume hat das Lockern und Krümeln der obersten Bodenschicht zum Ziel, da natürliche Setzungsvorgänge oder Belastungen des Bodens durch Maschinen und Geräte zu stärkerer Dichtlagerung führen. Bodenbearbeitungsmaßnahmen haben
folgende Auswirkungen:
− alter Kulturstand soll beseitigt werden (z.B. Grünlandumbruch)
− Erntereste der Vorfrucht oder organische Dünger sollen in den Boden eingebracht oder eingemischt werden (organische Düngung)
− unerwünschter Unkrautaufwuchs soll beseitigt werden (mechanische Unkrautbekämpfung),
nachteilige Veränderungen der Bodenstruktur sollen aufgehoben werden (Aufbrechen von
Krusten durch Hacken oder Striegeln)
− vorhandener Strukturzustand des Bodens erfüllt nicht die Ansprüche der Nachfrucht
(Grundbodenbearbeitung mit Saatbettherstellung)
− durch Niederschläge in tiefere Schichten verlagerte Nährstoffe und Kolloide sollen wieder
an die Oberfläche gebracht werden (Bodenwendung mit Pflug)
− Ablage des Saat- und Pflanzgutes.
In Anlehnung an den zeitlichen Verlauf und die Art des Eingriffs unterscheidet man bei der
Bodenbearbeitung die Stoppelbearbeitung, die Grundbodenbearbeitung und die Saat- bzw.
Pflanzbettherrichtung. Die Grundbodenbearbeitung wird auch Primärbearbeitung und die Sattbettbereitung als Sekundärbearbeitung bezeichnet.
Wichtigstes Kennzeichen der konventionellen Bodenbearbeitung ist die jährlich wiederkehrende, krumentiefe Lockerung und Wendung des Bodens mit einem Streichblechpflug. Als
mögliche Nachteile des Pflügens gelten der hohe Energie- und Zeitbedarf für das Pflügen
schwerer Böden, der entsprechend hohe Aufwand für die folgende Saatbettbereitung, die Gefahr von Bodenverdichtungen im Pflugsohlenbereich und in der intensiv gelockerten Krume
durch das Befahren mit schweren Fahrzeugen sowie das Vergraben von Pflanzenresten.
Wesentliches Kennzeichen der konservierenden Bodenbearbeitung ist die Reduzierung der Bearbeitungsintensität nach Art und Tiefe des mechanischen Eingriffs sowie das Belassen von
Ernterückständen an der Bodenoberfläche. Dies setzt den Verzicht auf die tiefe, wendende
Bodenbearbeitung voraus. Bei Bedarf erfolgt eine tiefere Bodenbearbeitung mit anderen Geräten wie etwa einem Grubber. Nach der Grundbodenbearbeitung im Herbst wird eine nicht
winterharte Zwischenfrucht angebaut (z.B. Phacelia, Senf). Im darauffolgenden Frühjahr werden in die abgefrorene Zwischenfrucht mit streifenförmiger Saatbettbereitung (z.B. Frässaat)
oder mit Direktsaat die Reihenfrüchte angebaut.
Mögliche Nachteile der nicht wendenden Bodenbearbeitung bestehen in:
− erhöhtem Unkrautdruck und dadurch erhöhtem Herbizideinsatz
− Verminderung der Stickstoffmobilisierung aus den Humusvorräten des Bodens
− Zunahme der Dichtlagerung des Bodens
− leichterer Übertragbarkeit von Pilzkrankheiten durch Erntereste auf der Bodenoberfläche.
Angesichts der Vielfalt unterschiedlicher Bodentypen stellt sich die Frage nach Möglichkeiten
und Grenzen ihrer Nutzung für den kontinuierlichen Ackerbau ohne Pflug. Als besonders
wichtige Voraussetzung für den erfolgreichen Einsatz pflugloser Verfahren gelten ein ausreichend hoher Anteil an Grobporen sowie ein verdichtungsfreier Boden mit einem ungestörten
Übergang vom Ober- zum Unterboden, um überschüssiges Wasser rasch abzuleiten (BUCHNER und KÖLLER, 1990).
42
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Besonders geeignet sind daher:
− kalkreiche Ton- und Lehmböden mit quellbaren Tonmineralen
− gut entwässerbare Lehmböden mit hoher biologischer Aktivität
− humusreiche Sandböden, die nicht zu Dichtlagerung neigen.
Die Effektivität von bodenschonenden Bewirtschaftungsweisen variiert sehr stark und hängt
vom Bearbeitungsverfahren und der Menge der Ernterückstände am Boden ab. Die Erosionsverminderungen bewegen sich zwischen null und 90%. Langjährige Untersuchungen von
MAHBOUBI et al. (1993) zeigen, dass 28 Jahre pfluglose, bodenschonende Bewirtschaftung
zu einer Verbesserung der Bodengüte führt. Der Gehalt an organischer Substanz sowie die
Kationenaustauschkapazität waren in den obersten 15 cm Bodentiefe gegenüber einer konventionellen Bewirtschaftung signifikant höher. Es war auch eine Zunahme der pflanzennutzbaren
Kapazität feststellbar.
Zahlreiche Studien belegen, dass durch Pflanzenrückstände auf der Bodenoberfläche die Fließgeschwindigkeit des Oberflächenabflusses signifikant verringert wird und damit die Infiltration
steigt, auch wenn die Infiltrationsrate sehr gering ist. MEYER et al. (1970) fanden auf einem
15% geneigten Hang bei Strohmulch mit 34% Bodenbedeckung gegenüber einem offen gehaltenen Boden eine Verringerung der Fließgeschwindigkeit um 50%. Erosionsmessungen in
einem Weingarten in Klosterneuburg, NÖ, bestätigen diese Aussage (KLIK, 1994).
Ertragsanalysen zeigten in den USA bei Mais-Sojabohnen Rotationen nur geringe Auswirkungen konservierender Bodenbearbeitung, wogegen bei Maismonokultur die bodenschonende
Bewirtschaftung eine Verringerung der Erträge zur Folge hatte (ERBACH, 1982). Ergebnisse
eines Erosionsversuches in der Steiermark (MAYER, 1993) zeigten, dass die Erträge von
Mulchsaaten jenen der konventionell bewirtschafteten Maismonokultur gleichgestellt werden
können.
7.2.2. Auswirkungen auf Bodenzustand und Bodenfunktionen
Wichtigste Mechanismen bei Aggregatstörungen sind Verdichtungen (durch Auflast sowie Einund Auslagerung von Stoffen), Deformation, Bruch von Aggregaten, Zerfall durch Dispergierung (Streusalz) und Entmischung von Ton und Humus (als Folge von Bodenklimaänderung
und Verminderung der Tätigkeit wühlender Tiere). Gehemmtes Bodenleben kann ferner zu
Einregelungsverdichtungen sowie zu Verfall, Verfüllung und Umverteilung des Porensystems
führen. Charakteristisch dabei ist die Zunahme des Feinporenanteils und Verringerung des für
Belüftung und Wasserleitung entscheidenden Grobporenraumes (SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL, 1989).
Gefügeschäden nehmen vielfältigen Einfluss auf Bodeneigenschaften, wobei in Abhängigkeit
der Bodeneigenschaften die Auswirkungen nicht immer gleichgerichtet und von gleicher Intensität sind. Dennoch zeichnet sich eine allgemeine Tendenz zu vorwiegend negativen Folgen auf
Bodeneigenschaften und Bodennutzung ab.
Als Bodenzustandsänderungen sind Bodenverdichtung, Verringerung des Porenvolumens (insbesondere der Grobporen) und z.T. daraus resultierende Vernässung und Verringerung des Redoxpotentials anzuführen. Besonders in der Pflugsohle von Ackerböden können häufig sekundär durch Verdichtung verursachte Konkretionen beobachtet werden. Durch Bodenbearbeitung
im Ackerbau erfolgt eine Lockerung des Pflughorizontes gegenüber unbearbeiteten Böden. Die
zugleich stattfindende Verdichtung der Pflugsohle hat jedoch eine schlechte Verzahnung von
Ober- und Unterboden zur Folge, sodass der vertikale Gas- und Wasseraustausch zum Teil star-
43
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
ken Einschränkungen unterliegt. Fahrspuren haben hingegen eine Verdichtung des Oberbodens
zur Folge.
Einflüsse auf den Wasser- und Lufthaushalt bewirken Veränderung des Wärmehaushaltes (Erhöhung der Wärmekapazität und der Wärmeleitung). Die Senkung der Luftkapazität und der
damit verbundene Rückgang der Diffusion und Sauerstoffversorgung beeinträchtigen die mikrobielle Aktivität. Verschlämmungen der Bodenoberfläche wirken sich dabei am nachteiligsten aus. Durch Veränderungen der mikrobiellen Aktivität sind Intensität und Richtung der
Nährstoffkreisläufe betroffen (KEMPER et al., 1971). Insbesonders der Abbau organischer
Substanz ist auf ausreichende Sauerstoffzufuhr und daher auf das Vorhandensein großer Poren
angewiesen.
Die Veränderungen im Wasser- und Lufthaushalt rufen Beeinträchtigungen der Produktionsfunktion hervor. Es gilt als wahrscheinlich, dass heute im allgemeinen nicht mehr die Nährstoffversorgung, sondern die Durchwurzelbarkeit sowie die Luft- und Wasserversorgung Minimumfaktoren der Pflanzenproduktion darstellen (BLUM et al., 1989).
Strukturschäden können ausserdem in Gebirgslandschaften durch Veränderungen des Wasserhaushaltes (Verlust an physikalischer Pufferfunktion) indirekt über verstärkte Erosion die Trägerfunktion gefährden.
Indirekte Auswirkungen sind auf die chemische Pufferfunktion, die Transformator- und die
Genschutzfunktion zu erwarten. So könnte etwa durch Aggregatstörung bedingte geringe
Durchwurzelung eine geringere Aufnahme von Nitrat und damit eine erhöhte Auswaschung
bedeuten. Andererseits beeinflusst stärkere Dichtlagerung über die Veränderung der Wasserdurchlässigkeit auch Ausmaß und Geschwindigkeit der Wasserversickerung und damit den
Transport von Schadstoffen (z.B. Nitrat). Je langsamer das Wasser versickert, desto größer ist
die Wahrscheinlichkeit, dass Nitrat auf dem Transportweg noch reduziert wird, vor allem,
wenn Verdichtungszonen mit reduktiven Bedingungen passiert werden müssen.
Strukturbedingte Vernässung sollte durch die Schaffung anaerober Bedingungen (Redoxpotential) Einfluss auf die chemische Pufferfunktion (z.B. Mobilisierung von Mangan) und die
biologische Transformatorfunktion nehmen (Beeinflussung der Artenzusammensetzung und
Stoffwechselleistungen von Bodenlebewesen). So ist nach BLUME und BRÜMMER (1987)
die Abbaugeschwindigkeit verschiedener Pflanzenbehandlungsmittel stark vom Redoxpotential
abhängig.
Durch Veränderungen des Bodenwasserhaushaltes werden vor allem die Redoxbedingungen
beeinflusst. Durch Entwässerung grundwasserbeeinflusster Böden mit häufig wenig entwickeltem Bodengefüge steigt die Gefahr von Verdichtungserscheinungen durch Bodenbearbeitung.
Parallel dazu, verstärkt durch die Bodenverdichtung, neigen derartige Böden zu sekundärer
Pseudogleydynamik. Ausserdem gehen durch Entwässerungsmaßnahmen z.T. ökologisch wertvolle Feuchtgebiete mit charakteristischen Bodenverhältnissen sowie gefährdeten Biozönosen
verloren (Verlust an Genschutzfunktion und Ausgleichsfunktion).
Entlang von Verkehrswegen kommt es nicht selten infolge unzureichender Entwässerungsmaßnahmen zu Wasserstau, wodurch ebenfalls Pseudovergleyung eingeleitet wird. Betrifft dies
landwirtschaftlich genutzte Flächen, so können sich Probleme bei der Bodenbearbeitung und in
der Folge Aggregatschäden einstellen. Die Veränderungen von Wasser- und Lufthaushalt können sich ungünstig auf die Bonität dieser Böden auswirken (Verlust an Produktionsfunktion).
Durch Bewässerungsmaßnahmen kann die Gefahr eines Eintrages von Schadstoffen mit dem
Bewässerungswasser bestehen.
44
Tab. 28
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Bewertung physikalischer Bodenbelastungen (nach BLUM et al., 1989)
Bodenbelastungen
durch
Bodenzustandsänderung
Funktionsverluste
betroffene
Fläche
Reversibilität
Gefügestörungen
3
3
5
4
Entwässerungen
4
3
2
3
Bewässerungen
1
1
1
1
Wasserhaushaltsänderungen durch
Verkehrswege
3
5
3
4
Tab. 29
Bewertungsschema für Funktionsverluste, Größe der betroffenen Fläche und Reversibilität der Zustandsänderung
1
2
3
4
5
Bodenzustandsänderungen
Funktionsverluste
sehr
gering
gering
mittel
groß
sehr groß
betroffene Fläche
< 1%
1 - 5%
5 - 10%
10 - 25%
> 25%
sehr groß
groß
mittel
gering
sehr gering
Reversibilität
Gefügestörungen sind als eines der Hauptprobleme des Bodenschutzes zu betrachten, da eine
große Fläche betroffen ist und die Reversibilität (durch Bodenbearbeitung) geringer sein dürfte
(Verdichtung von Mikroaggregaten etc.), als lange Zeit angenommen. Sehr ernst sind auch die
Auswirkungen von Verkehrsbauten auf den Wasserhaushalt. Entwässerungsmaßnahmen in der
Landwirtschaft sind heute vor allem aus Gründen des Natur- und Genschutzes abzulehnen.
7.3.
Anorganisch-chemische Bodenbelastungen
7.3.1. Natürliche Elementgehalte im Boden
Zur Beurteilung von chemischen Bodenbelastungen ist es notwendig, den ursprünglichen natürlichen Bodenzustand zu kennen. Natürliche Elementgehalte können als Maßstab für die Bedeutung anthropogener Stoffeinträge in den Boden und als Grundlage für die Beurteilung des
Ausmaßes von Bodenzustandsänderungen herangezogen werden. Tab. 30 gibt einen Überblick
über die Spannen natürlicher Elementgehalte unbelasteter Böden. Neben den natürlichen Normalspannengehalten sind auch die häufigen Elementvorräte im Oberboden (0-25 cm) angegeben, die für Bilanzierungen herangezogen werden.
45
Tab. 30
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Elementgehalte und -vorräte unbelasteter Böden (nach SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL, 1989; AUBERT und PINTA, 1977; FIEDLER, 1988; BLUM et al.,
1989)
Element
Normalgehalte
(in mg.kg-1 Feinboden)
häufiger Elementvorrat
in 0-20 cm (in kg.ha-1)
N
200 - 4000
6000
P
200 - 800
2000
S
200 - 2000
2000
Cl-
2 - 200
300
F
20 - 400
600
Pb
2 - 20
60
Cd
- 0,5
0.7
Cu
2 - 40
45
Ni
5 - 50
50
Zn
10 - 80
100
Hg
- 0,5
0,5
Cr
5 - 100
150
U
- 0,5
0,5
Co
1 - 40
30
Mo
0,2 - 5
5
Ti
100 - 10000
1000
V
- 300
200
Ag
-1
0,5
Sn
1 - 10
15
Mn
20 - 800
1500
Tl
- 0,5
0,5
As
2 - 20
30
Se
0,01 - 1
0,5
B
5 - 80
100
Nichtmetalle
Halbmetalle und Metalle
Vergleicht man anthropogene und natürliche Immissionsraten anorganischer Stoffe, so erkennt
man, dass die anthropogenen Einträge meist ein Vielfaches der natürlichen betragen (Tab. 31).
46
Tab. 31
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Vergleich natürlicher und anthropogener Bruttoeinträge von Nichtmetallen und Metallen in Böden (geschätzte Durchschnittswerte für das österr. Bundesgebiet) ohne
Berücksichtigung von Austrägen (nach: SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL,
1989, KÖCHL, 1988, BLUM et al., 1989)
Element
natürlicher Elementeintrag
(kg.ha-1.a-1)
anthrop. Bruttoelementeintrag
(kg.ha-1.a-1)
N
1-5
20 (Wald), 120 (LWNF)
P
-0,1
1 (Wald), 23 (LWNF)
S
1-5
25 (Bundesgebiet)
Cl-
1 - 10
20 (Bundesgebiet)
F
- 0,5
1 (Wald), 0,3 (LWNF)
H+
0,1
2 (Wald), 5-30 (LWNF)
Pb
1 - 10
300 (Bundesgebiet)
Cd
0,1 - 0,2
6 (LWNF)
Nichtmetalle
Halbmetalle und Metalle
Cu
10 - 200 (Mitteleuropa)
Ni
1 - 10
5 - 150 (Mitteleuropa)
Zn
1 - 50
700 - 800
Hg
0,2 - 7 (Mitteleuropa)
Cr
2 - 47 (Mitteleuropa)
Mn
80 - 800 (Mitteleuropa)
Tl
ca. 1
As
0,1 - 0,2
B
2 - 70 (Mitteleuropa)
10 - 80 (Mitteleuropa)
Verhalten anorganischer Verbindungen im Boden
Abbildung 8 gibt einen Überblick über das Verhalten anorganischer Stoffe im Boden. Grundsätzlich können anorganische Stoffe demnach im Boden akkumuliert, in das Grundwasser ausgewaschen und durch Pflanzen aufgenommen werden. Weiters besteht die Möglichkeit der
Verfrachtung mit erodiertem Bodenmaterial in Oberflächengewässer sowie der Verflüchtigung
als Gas. Welche der genannten Möglichkeiten überwiegt, hängt von physikalischen, chemischen und biologischen Eigenschaften des betreffenden Elementes bzw. seiner Verbindungen
sowie von Bodenfaktoren ab. Wesentlich dabei ist die Mobilität in Abhängigkeit von bestimmten Bodeneigenschaften. Ein wesentlicher Unterschied ergibt sich durch unterschiedliche Ladung bei ionischer Bindungsform (Abb. 9 und 10).
47
Abb. 8
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Verhalten potentieller Schadstoffe im Puffersystem Boden (nach BLUM et al., 1989)
Hg
Pb
Cr
Cu
Co
Ni
Tl
Zn
Mn
Cd
P
As
Mo
F
S
Cl
N
0
2
4
6
8
10
0
2
Boden pH
sehr gering
gering
hoch
sehr hoch
4
6
8
10
Boden pH
mittel
Abb. 9 Mobilität vorwiegend anionischer
Elemente in Abhängigkeit vom
Boden pH
sehr hoch
hoch
gering
sehr gering
mittel
Abb. 10 Mobilität vorwiegend kationischer
Elemente in Abhängigkeit vom
Boden pH
Die im Boden vorwiegend anionisch auftretenden Elemente N, P, S, Cl, F sowie z.T. auch As,
Se und Mo können unspezifisch erst vorwiegend im sauren Bereich adsorbiert werden. Spezifische Adsorption und Fällung schwerlöslicher Verbindungen ermöglicht eine gewisse Speicherung auch bei höheren pH-Werten (z.B. von P). Die genannten Elemente sind daher (mit Ausnahme von P) in Ackerböden mobiler als unter Wald. Die Sorptionskraft steigt mit ihrem Gehalt an Trägern variabler Ladung (Fe-, Al-, Mn-Oxide, Huminstoffe).
Kationische Elemente können über den gesamten in Böden vorkommenden pH-Bereich adsorbiert werden. Im allgemeinen steigt jedoch ihre Mobilität stark mit abnehmendem pH-Wert in
der Bodenlösung (DVWK, 1988). Daher sind sie unter Wald meist beweglicher als unter Akkernutzung. Die Sorptionskraft von Böden steigt mit ihren Humus- und Tongehalten. Elementspezifisch sinkt die Mobilität mit zunehmender Hydrolisierbarkeit in folgender Reihenfolge (BLUM et al., 1989; SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL, 1989):
Cd >> Zn >> Tl >> Ni >> Co >> Cu >> As, Cr >> Pb >> Hg
Mit zunehmender Mobilität steigt die Konzentration in der Bodenlösung und somit die Gefahr
der Auswaschung in das Grundwasser sowie die Aufnahme durch Pflanzen. Auf beiden Wegen
48
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
kann eine Kontamination der Nahrungskette erfolgen. Das Ausmaß der Pflanzenaufnahme
hängt jedoch ausser von der Mobilität auch von Regelungsmechanismen in der Pflanze ab.
Die generelle Tendenz von Elementen, der Speicherung, Pflanzenaufnahme, Auswaschung
oder gasförmigen Verflüchtigung zu unterliegen ist in Abb. 11 zusammengestellt.
Abb. 11
Klassifikation von Elementen nach ihrem umweltrelevanten Verhalten in Böden (aus
BLUM et al., 1989)
7.3.2. Nährstoffe
Die öffentliche Diskussion über eine Bodenbelastung durch Düngung beschränkt sich hauptsächlich auf die Elemente Stickstoff, Phosphor und Kalium sowie die in einigen Düngemitteln
enthaltenen Ballaststoffe. Bezogen auf die düngungswürdige Fläche lt. Bodennutzungserhebung 1990 liegen die aufgebrachten Mengen pro Hektar für N bei 51 kg, für Phosphat bei 25 kg
und für Kali bei 31 kg (BUNDESMINISTERIUM FÜR LAND- UND FORSTWIRTSCHAFT,
1995a).
Der Anteil der landwirtschaftlichen Flächen am Gesamtinput in Grund- und Oberflächengewässer erreicht beim Stickstoff bis zu 50%, beim Phosphor bis zu 30%, in relativ dünn besiedelten Gebieten sogar 80 bzw. 50% (NEILSEN et al., 1980). Etwa 70% des in Deutschland diffus in Oberflächengewässer eingetragenen P gelangen durch Bodenerosion dorthin. Bei N, der
überwiegend als Nitrat über den BasisAbfluss ausgetragen wird, trägt die Bodenerosion 12%
zum Eintrag aus diffusen Quellen bei (AUERSWALD und HAIDER, 1992). Nach Berechnungen des BUNDESMINISTERIUMS FÜR LAND- UND FORSTWIRTSCHAFT (1994) für
das gesamte Bundesgebiet sind etwa 45% des Stickstoffeintrages und etwa 30% des Phosphoreintrages in die österreichischen Fließgewässer auf Einträge aus der Landwirtschaft zurückzuführen (vgl. BUNDESMINISTERIUM FÜR LAND- UND FORSTWIRTSCHAFT,
1995b). Untersuchungen im Einzugsgebiet des Kamp, NÖ, ergaben eine mittlere N-Belastung
des Kamp aus diffusen Quellen von 5 bis 15 kg/ha und Jahr und entsprechende P-Frachten von
0,1 bis rd. 0,5 kg/ha und Jahr (APSCHNER, 1991; STRAUSS et al., 1994 a, b).
49
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Organisch gebundener Stickstoff
Häufige N-Gehalte landwirtschaftlich genutzter Ackerstandorte betragen 3.000 bis 6.000 kg N
pro Hektar. Davon liegen weniger als 5% in mineralischer Form als Ammonium oder Nitrat
vor. Über 95% sind an die organische Substanz gebunden, die einem ständigen Auf-, Um- und
Abbau unterliegt. Während dieser Prozesse wird Stickstoff vorübergehend in mineralische
Form übergeführt.
Der Gehalt eines Bodens an organischer Substanz und damit die Höhe des Stickstoffgehaltes
sind abhängig von Standortsfaktoren und Bewirtschaftungsmaßnahmen. Wird z.B. Ackerland
in Grünland übergeführt, wird durch Fortfall der Bodenbearbeitung und Verringerung der
Durchlüftung in der Grasnarbe organische Substanz stärker angereichert. Dies führt zu erheblichen Stickstoffbindungen, die über die Düngung oder mikrobielle N-Bindung zugeführt werden
müssen, bis sich nach mehreren Jahren ein Gleichgewicht eingestellt hat. Umgekehrt führt
Grünlandumbruch zum Abbau organischer Substanz, wobei größere Mengen an mineralischem
Stickstoff freigesetzt werden.
Für die N-Bilanzierung bedeutsam ist die Neubildung organischer Substanz durch die Krumenvertiefung in den 60er und 70er Jahren. Diese führte zunächst zu einer Verdünnung der organischen Substanz, die in den folgenden 15 - 20 Jahren eine vermehrte Neubildung zur Folge hatte
und eine jährliche N-Menge bis zu 100 kg/ha bindet.
Anorganischer Stickstoff
Ammonium-Stickstoff wird im Boden beim Umsetzen von organischer Substanz gebildet oder
durch Düngung mit Wirtschaftsdüngern, Ammoniakdüngern und Harnstoff zugeführt. Ammonium-N wird an Tonminerale in austauschbarer oder nicht austauschbarer Form in Zwischenschichten gebunden. Unter normalen Wirtschaftsbedingungen wird Ammonium innerhalb kurzer Zeit zu Nitrat oxidiert, welches voll wasserlöslich ist, und soweit es nicht von den Pflanzen
oder zum Aufbau organischer Substanz benötigt wird, mit Sickerwasser ausgetragen wird.
Im Laufe eines Jahres werden 1 - 2% der organischen Substanz abgebaut und durch Neubildung aus Pflanzenrückständen ergänzt. Der Abbau ist temperaturabhängig und erreicht sein
Maximum im Frühsommer zur Zeit des höchsten N-Bedarfs der Vegetation. Der dabei frei
werdende Stickstoff ist voll pflanzenverfügbar und hat einen wesentlichen Anteil an der N-Ernährung der Pflanzen. Die Krumenvertiefung von 20 auf 30 cm hat zu einer Erhöhung der Mineralisationsmenge von ca. 30% geführt. Die nach der Ernte einsetzende Mineralisation, die in
den Wintermonaten weiterlaufen kann, reichert mineralischen Stickstoff an, der mit Sickerwasser verlagert wird, wenn er nicht von einer Vegetationsdecke (Winterfrüchte, Zwischenfrüchte)
aufgenommen wird.
Unter den humiden Klimaverhältnissen Mitteleuropas sind N-Austräge in Grund- und Oberflächenwässer unvermeidbar. Sie betragen in der Landwirtschaft bei optimaler N-Ernährung und
günstigen Standortverhältnissen bei Ackerland 20 - 40 kg/ha und bei Grünland 5 - 10 kg/ha
(KÖSTER, 1988). Bei einigen Früchten (Leguminosen, Gemüse) und überhöhter Düngung,
insbesondere bei hohem Viehbesatz, können diese Werte deutlich überschritten werden.
Unter anaeroben Bodenverhältnissen kann Nitrat zu N2 denitrifiziert werden. Die Mengen sind
für Mitteleuropa mit 10 - 20 kg/ha.a anzusetzen. Bei der Reduktion entsteht als Zwischenprodukt N2O, das in die Atmosphäre entweichen kann, wenn es nahe an der Oberfläche entsteht.
Nach neueren Berechnungen beträgt der N2O-Anteil aus der Landwirtschaft 1% der GesamtN2O-Emission und ist somit unbedeutend (KÖSTER, 1988).
50
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Phosphor
Der Gesamtphosphorgehalt des Oberbodens beträgt 0,01 bis 0,1% (60% in anorganischer und
40% in organischer Form). Phosphat ist ein natürlicher Bestandteil des Bodens und stammt aus
der Verwitterung der natürlichen Mineralphosphate. Die im Boden wassergelöste Phosphatmenge (zur Pflanzenernährung) ist mit 0,02 bis 0,1 mg P/kg sehr gering. Für eine ausreichende
Versorgung der Pflanzen sind Nachlieferungsprozesse aus den labilen und stabilen Phosphatfraktionen des Bodens entscheidend.
Die geringe Löslichkeit von Phosphor in der Bodenlösung bedingt, dass die Verlagerung mit
Sickerwasser in den Unterboden gering ist. Daneben treten Verlagerungen durch Tätigkeit der
Bodenfauna auf. Die größten Verlagerungen werden durch Erosion hervorgerufen.
Kalium
Der Gesamtkaliumgehalt des Oberbodens schwankt je nach Mineralbestand zwischen 0,2 und
3%. Kalium wird fast ausschließlich (fast 99%) von Tonmineralen gebunden. Die Bindung an
organische Substanz ist locker, und sorbiertes Kalium wird leicht ausgetauscht und verlagert.
Bei der Beurteilung der K-Situation muss daher streng zwischen tonarmen Sand- und Moorböden (sehr geringe Bindungskapazität) und tonreichen Lehm- und Tonböden (Tongehalt > 5%)
unterschieden werden.
7.3.3. Schwermetalle
Als Schwermetalle bezeichnet man alle jene metallischen Elemente mit einer Dichte von mehr
als 5,6 g/cm³. Im Gegensatz zu den meisten organischen Schadstoffen sind sie keine naturfremden Substanzen. Ein Abbau wie bei organischen Substanzen ist nicht möglich. Überwiegend sind Schwermetalle in Gesteinen und Böden nur in Spuren vorhanden. Durch Verwitterungsprozesse werden sie aus dem Gitterverband der Minerale freigesetzt und unterliegen den
natürlichen Stoffkreisläufen. Einen Überblick über umweltrelevante Schwermetalle gibt Tab.
32.
Wenn die Gehalte in der Festsubstanz ≤ 0,1 Massen% sind, spricht man von Spurenelementen.
In geringen Dosen sind einige sogar essentielle Mikronährstoffe (z.B. Zn, Cu). Erst beim Überschreiten kritischer Konzentrationen werden sie toxisch. Dabei liegt die phytotoxische
Schwelle deutlich höher als die human- und tiertoxikologische (KUNTZE et al., 1988). Für einige Schwermetalle konnten bisher keine essentiellen sondern ausschließlich toxische Eigenschaften nachgewiesen werden (z.B. Cadmium, Blei, Quecksilber).
Durch natürliche und technologische Kreisläufe bedingt kommt es zu Anreicherungen von
Schwermetallen in Böden. Menge, Art und Verteilung von Schwermetallen in Böden lassen
sich auf primäre und sekundäre Anreicherungen zurückführen. Während die primären, geogenen Schwermetallanreicherungen über das ganze Bodenprofil bis zum Ausgangsgestein festzustellen sind und infolge pedogenetischer Prozesse darin Umverteilungen durch An- und Abreicherungen erfahren, sind die anthropogenen Schwermetallgehalte vorwiegend oberflächennah
durch Immissionen angereichert.
51
Tab. 32
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Umweltrelevante Schwermetalle (aus AMT DER O.Ö. LANDESREGIERUNG,
1993)
Symbol
Dichte (g.cm-3)
Arsen
As
5,7
carcinogen; Phytotoxizität > Tiertoxizität
Antimon
Sb
6,7
unlöslich; wenig toxisch
Blei
Pb
11,3
akkumuliert im Tier; vorwiegend äußerlich auf
Pflanzen
Cadmium
Cd
8,6
hoch toxisch; Anreich. In Nahrungskette;
carcinogen
Cobalt
Co
8,9
wenig toxisch; Mangelelement, carcinogen
Chrom
Cr
7,1
Cr3+ wenig toxisch; Cr6+ toxisch; carcinogen
Eisen
Fe
7,9
selten toxisch
Kupfer
Cu
8,9
enger Nutzbereich in Pflanzen
Mangan
Mn
7,1
selten toxisch; problematisch bei sauren Böden
Molybdän
Mo
10,3
enger Nutzbereich bei Tieren
Nickel
Ni
8,9
mobil; carcinogen
Quecksilber
Hg
13,6
toxisch; Anreicherung in aquat. Nahrungskette
Selen
Se
4,8
enger Nutzbereich bei Tieren; Mangel vermutet
Thallium
Tl
11,9
akkumuliert in bestimmten Pflanzen
Vanadium
V
6,1
enger Nutzbereich; toxisch für Tiere
Zink
Zn
7,1
weiter Nutzbereich; Phytotoxizität > Tiertoxizität
Zinn
Sn
7,3
wenig löslich; geringe Pflanzenaufnahme
Metall
Bemerkung
Die wichtigsten nicht landwirtschaftlichen Emissionsquellen von Schwermetallen sind kalorische Kraftwerke, Industrie, Verkehr, Siedlungen und Gewerbe. Sie erreichen landwirtschaftliche Böden in erster Linie über den Transportweg Luft, aber auch über Wasser, Düngung und
Abfälle.
Tabelle 33 gibt eine Übersicht über Verhalten und Bedeutung von Schwermetallen im System
Boden-Pflanze-Tier.
In der Bodenmatrix bestimmen im wesentlichen die Huminstoffe, die Tonminerale und die Sesquioxide (Fe- und Al-Oxide und Hyroxide) die Adsorptionseigenschaften der Schwermetalle.
Mit steigendem pH-Wert nimmt die Adsorptionskapazität der Sesquioxide zu. Neben der reinen Oberflächenadsorption können Schwermetalle (z.B. Cu2+ und Cr3+ ) bei der Ausfällung in
die Strukturen von Oxiden und Hydroxiden eingebaut („okkludiert“) werden. Sie sind damit
gebunden und nicht mehr pflanzenverfügbar. Die Bindung von Schwermetallen an Tonmineralen erfolgt (zumeist) nach den Gesetzen des Kationenaustausches an negativ geladenen Tauschern. Mit den Humusstoffen bilden Schwermetalle Komplexe. Dabei gibt es Schwermetalle
mit hoher Affinität zu Huminstoffen (Fe3+, Pb2+, Cu2+) und solche mit geringer Affinität (Co2+,
Cd2+, Ni2+, Zn2+, Mn2+). Die Stabilität der Komplexe und die Bindungskapazität sinken mit abnehmendem pH. In sauren Böden ist daher die relative Verfügbarkeit und die Mobilität der
Schwermetalle größer als unter neutralen Bedingungen (vgl. Abb. 10).
52
Tab. 33
Element
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Verhalten und Bedeutung der wichtigsten Schwermetalle im System Boden-PflanzeTier (nach SAUERBECK, 1985; UBA, 1988)
mögl. Eintrag
Festlegung in
Abfälle
Staub
Böden
As
1
1
3
1
Cd
1-2
1-2
1-2
Co
1
1
Cr
1-2
Cu
Toxizität für
Wurzeln Pflanzen
prakt.
Tiere
Bedeutung
2
2
gering
2-3
3
4
kritisch
3
2-3
2
1
gering
1
3
3
1
1
gering
2
1
3
2-3
2
2
mittel-hoch
F
1
1
3
2
1
2
gering
Hg
1
1-2
3
3
3
3
mittel
Mo
1
1
1-2
1
1
2
gering
Ni
1-2
1
2-3
1-2
2
1
gering-mittel
Pb
2
2-3
3
3
1
2-3
mittel
Se
1
1
2-3
2
1
3
gering
Ti
1
1
2
?
2
3
mittel-hoch
V
1
1
2
3
2
1
gering
Zn
3
2-3
2
1
2
1
mittel
1 = gering, 2 = mittel, 3 = hoch, 4 = sehr hoch
Die Verteilung der Schwermetalle zwischen Bodenmatrix und Bodenlösung lässt sich bei
konstantem pH-Wert mit der Adsorptionsgleichung von Langmuir beschreiben (vgl. 4.1.2). Bei
geringer Sättigung steigt die Konzentration in der Bodenlösung auch bei starker Zunahme des
Gesamtmetallgehaltes nur unbeträchtlich an. Das Verhältnis zwischen adsorbiertem und
gelöstem Anteil bleibt sehr hoch, d.h. nur ein verschwindend geringer Anteil ist direkt
pflanzenverfügbar (GISI, 1990).
Im Gegensatz zu landwirtschaftlich genutzten Böden, die infolge ständiger Düngung hohe pHWerte aufweisen, ist die Auswaschung Richtung Grundwasser unter Wald gerade bei einigen
Schwermetallen (z.B. Cd, Ni, Zn) von ausserordentlicher Bedeutung. Dies ist einerseits auf die
hohe Mobilität dieser Elemente im sauren Bereich zurückzuführen (vgl. Abb.10), andererseits
auf die höheren Einträge infolge der Filterwirkung des Waldes.
Bei auch im sauren Bereich noch weitgehend immobilen Elementen mit hoher Affinität zur organischen Substanz (z.B. Pb, Cr) überwiegt bei weitem Akkumulation. Erst bei extrem tiefen
pH-Werten und hohen Einträgen ist ein Anstieg der Auswaschungsrate zu erwarten. Cd unterliegt zwar aufgrund seiner relativ hohen Mobilität nenneswerter Auswaschung, wird aber infolge hoher Einträge und der Bindung an organische Substanz in Waldböden auch akkumuliert
(vgl. AMT DER TIROLER LANDESREGIERUNG, 1989). Cu und Zn sind trotz relativ hoher
Mobilität als essentielle Pflanzennährstoffe durch ihre Einbeziehung in den Nährstoffkreislauf
z.T. vor Auswaschung geschützt (BLUM et al., 1989).
53
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Bei landwirtschaftlichen Böden ist vor allem die Akkumulation der Schwermetalle Cd, Cu, Zn
und Pb von Bedeutung.
7.3.4. Luftschadstoffe
Zu den Schadstoffen, die auf dem Luftweg eingetragen werden, zählen vorwiegend Säuren
Schwefel und Fluor.
Säureeintrag
In der landwirtschaftlichen Produktion tritt durch die Entnahme von Ernteprodukten eine bodenversauernde Wirkung ein, da in der Biomasse mehr Kationen als Anionen eingebaut werden. Zum Ladungsausgleich werden von den Pflanzenwurzeln H+-Ionen abgegeben.
Die Menge der abgegebenen H+-Ionen hängt in erster Linie vom Stickstoffentzug durch Ernteprodukte und von der Art des zugeführten Stickstoffdüngers ab. Sie liegt etwa zwischen 3 und
30 kg H+ pro Hektar und Jahr. Im Vergleich dazu liegen die H+-Einträge aus Niederschlägen
etwa zwischen 0,1 und 0,8 kg pro Hektar und Jahr. Hinzu kommen noch Einträge durch trokkene Sedimentation und Sorption von Säurebildnern auf Boden und Pflanzen mit einem durchschnittlichen Betrag von 0,5-1,0 kg H+/ha.a. In Österreich übersteigt der gesamte Säureeintrag
aus der Luft 1,5-2,0 kg H+ pro ha und Jahr nicht.
Landwirtschaftliche Pflanzenbestände sind wegen ihrer vergleichsweise kurzen Lebensdauer
gegen diesen Säureeintrag wesentlich weniger empfindlich als Wälder. Der pH-Wert landwirtschaftlich genutzter Böden ist um 1 bis 3 Einheiten höher als der vieler Waldböden und liegt in
der Regel im Carbonat- bzw. Silikatpufferbereich (pH 8,0-5,0), weil für die landwirtschaftliche
Nutzung die besseren Böden herangezogen werden und die laufend durchgeführte Kalkung der
Versauerung entgegenwirkt. Allerdings verzehren die durch die Luft zugeführten 1-2 kg H+ pro
ha und Jahr Basen im Wert von 50 bis 100 kg Kalk (CaCO3) pro Hektar und Jahr, die früher
oder später ersetzt werden müssen (UBA, 1988).
Schwefeleintrag
In nicht durch Industrie beeinflussten Regionen liegen die gemessenen Sulfateinträge der nassen Deposition zwischen 7 und 15 kg (berechnet als S), in industriell beeinflussten Gebieten
können sie über 30 kg/ha.a betragen. Im Vergleich dazu liegen die Schwefelentzüge eines Nutzungssystems mit Hackfrucht und Getreide zwischen 20 und 30 kg S/ha und Jahr (UBA, 1988).
Mit einigen schwefelhältigen Mineraldüngern (z.B. Ammonsulfat 24% S) werden dem Boden
beträchtliche Mengen an Schwefel zugeführt. Der als Sulfat vorliegende Schwefelanteil ist z.T.
leicht löslich und unterliegt damit auch einer Auswaschung aus dem Wurzelprofil. Schwefeldioxid in der Luft kann gasförmig von den Pflanzen über die Spaltöffnungen aufgenommen werden und dient in geringen Konzentrationen der Pflanzenernährung. Höhere Konzentrationen
führen zu Immissionsschäden (Tab. 34)
Tab. 34
Toleranzwerte für Schwefel (UBA, 1988)
Resistenzgruppe
Pflanzenart
Toleranzgrenze
(ppm SO2)
I
kleeartige Futterpflanzen
0,15 - 0,20
II
Getreidearten, Blattgemüse (ausser Kohl),
Bohnen, Erdbeeren, Rosen
0,20 - 0,30
III
Hackfrüchte, Ölfrüchte (Raps), Kohlarten
0,30 - 0,40
54
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
55
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Fluoreintrag
Die Deposition von Fluor spielt in der näheren Umgebung von Emittenten (v.a. Aluminiumwerke und Ziegeleien) eine Rolle. Bei höheren Luftkonzentrationen von Fluorid werden Pflanzen geschädigt. Das über die Luft auf Futter- und Lebensmittelpflanzen abgelagerte Fluorid
kann toxikologische Bedeutung haben.
Böden enthalten häufig natürliche Fluoridgehalte von 50-200 ppm, allerdings ist meist nur ein
geringer Anteil wasserlöslich und somit für Pflanzen verfügbar. Der wasserlösliche Anteil kann
allerdings durch Emissionen beträchtlich ansteigen (UBA, 1988).
56
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
7.3.5. Auswirkungen auf Bodenzustand und Bodenfunktionen
Anorganisch-chemische Bodenbelastungen haben unmittelbar vor allem chemische Bodenzustandsänderungen zur Folge. Langfristig sind insbesonders irreversible Veränderungen der
Festsubstanz von Bedeutung. Kurz- und mittelfristig bewirken Veränderungen in der Belegung
des Sorptionskomplexes und in der Zusammensetzung der Bodenlösung biologische Bodenzustandsänderungen und Funktionsverluste. Tab. 35 gibt einen Überblick über Änderungen des
chemischen Bodenzustandes durch anorganische Belastungen.
Die chemischen Bodenzustandsänderungen wirken sich ihrerseits auf den physikalischen und
biologischen Bodenzustand aus und ziehen Funktionsverluste nach sich (Tab. 36).
Tab. 35
Chemische Bodenzustandsänderungen durch anorganische Bodenbelastungen (nach
BLUM et al., 1989)
Belastung
irreversible Veränderung der Festsubstanz
Veränderung des
Sorptionskomplexes
N
---
---
P
---
P-Akkumulation
S
---
Al(OH)SO4-Speicherung
Cl
---
---
Veränderung in der
Bodenlösung
Versauerung
--Versauerung
Versauerung
F
Auflösung von Al-Oxi- F-Akkumulation
den, fluorinduzierte
Podsolierung
pH-Erhöhung, Al-FKomplexe, daher erhöhte Al- und F-Konzentration
Schwermetall
Schwermetallakkumu- Schwermetallakkumulation, Diffusion in Kri- lation
stallgitter
erhöhte Schwermetallkonzen-tration
Versauerung
stärkere Verwitterung,
Tonmineralumwandlung mit Verlust an
Schichtladung, Podsolierung (Mn)
Verarmung an Nährionen (Ca, Mg, K), Erhöhung der Al-, Fe- und
Mn-Konzentration, erhöhte Schwermetallkonzentra-tion, bei starker Versauerung Absinken der Konzentration
durch Auswaschung
Verlust an KAK, Zunahme saurer Kationen,
Verlust basischer
Nährionen (Ca, Mg, K)
und von Mn
Versalzung (Na) Dispergierung von Ton- Austausch zweiwertiger erhöhte SalzkonzentraHumuskomplexen
Ionen gegen Na
tion (NaCl)
57
Tab. 36
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Bodenbiologische und -physikalische Zustandsänderungen und Funktionsverluste durch anorganisch-chemische Belastungen (nach
BLUM et al., 1989)
Belastung
physik.
biolog.
Bodenzustandsänderungen
Bodenzustandsänderungen
N
Verluste an Produktionsfunktion und Gewässerbelastung durch
Hemmung d. KontaminaPflanzention d. Nahwachstums
rungskette
+
+
Nährstoffauswaschung
Kontamination d.
Grundwassers
+
+
P
Kontamination v. Oberfl.gewässern
Verluste an chem. Pufferfunktion
dir. durch
indir. d.
AkkumuBodenzulation
standsänderung
Verluste an
Verluste an
phys. Pufferfunktion
Transformartorfunktion
+
+
(+)
+
+
+
+
+
+
S
+
(+)
+
Cl
+
+
+
F
+
+
+
+
Schwermetalle
mobile
immobile
+
+
(+)
+
(+)
+
(+)
Bodenversauerung
+
+
+
Versalzung
(Na)
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
+
58
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Durch hohe Stickstoffeinträge und Ungleichgewichte in der Stickstoffbilanz kann vor allem
die Wasserqualität sowie die Produktionsfunktion von Böden (Beitrag zur Bodenversauerung
unter forstwirtschaftlicher Nutzung) negativ beeinflusst werden. Quantitativ erfolgen Verminderungen der Produktionsfunktion durch Auswaschung von Nährstoffkationen als Gegenionen
des Nitrates (BLUM et al., 1989) sowie durch N-bedingte Bodenversauerung. Qualitative
Verluste an Produktionsfunktion können über die Belastung des Grundwassers und von Nahrungspflanzen mit Nitrat erfolgen. Nachgewiesen wurde die Auslösung von Methämoglobanämien bei Säuglingen durch Trinkwassernitratgehalte von mehr als 90 mg/l (SELENKA,
1983). Erhöhte Nitratgehalte in Ernteprodukten (v.a. Gemüse aus Intensivkulturen) können in
Lebensmitteln unter Bildung von Nitrosaminen Krebs erregen, wobei der Nachweis allerdings
schwer zu führen ist (vgl. SELENKA, 1983; PRATT und JURY, 1984 cit. in BLUM et al.,
1989).
Da Schwefel nur begrenzt in die organische Substanz eingebaut werden kann, trägt zumindest
in gut durchlüfteten Böden ein Teil des anthropogenen Schwefeleintrages zur Bodenversauerung bei. Dies erfolgt entweder durch Auswaschung von Sulfat gemeinsam mit Kationenbasen
(Ca, K, Mg, Na) oder durch Speicherung von Sulfaten in der Festsubstanz und am Sorptionskomplex des Bodens (z.B. als Al(OH)SO4) bei tieferen pH-Werten (Waldböden).
Unmittelbare Folgen sind Verluste an chemischer Puffer- und Produktionsfunktion (Nährstoffverluste) der betroffenen Böden. Aber auch die versauerungsbedingte Mobilisierung von
Aluminium und Schwermetallen kann Schäden wie Versauerung und Kontamination von
Grund- und Oberflächengewässern hervorrufen. Folgen wie Fischsterben, Kontamination der
Nahrungskette sowie Verminderung der Keimfähigkeit von Samen und Schädigung von
Keimpflanzen in Waldböden wurden beschrieben (BLUM et al., 1989).
Phosphor unterliegt aufgrund seiner geringen Mobilität auch bei hohen Einträgen in den Boden kaum einer Auswaschung (WELTE und TIMMERMANN, 1982). Es besteht zwar im allgemeinen keine Gefahr der Grundwasserbelastung, jedoch erfolgt bei langfristiger Anwendung hoher Güllemengen beträchtliche Verlagerung (8-13% der aufgebrachten P-Mengen) in
tiefere Schichten (60-90 cm). Damit ist eine Gefährdung des Grundwassers gegeben.
Bedeutender ist der Transport von Phosphor mit dem OberflächenAbfluss und mit erodiertem
Bodenmaterial. Dadurch wird eine Eutrophierung von Oberflächengewässern verursacht, die
zu einer Steigerung der pflanzlichen Produktion in aquatischen Ökosystemen führt. Durch Zusammenbruch der Algenpopulation kommt es zu Sauerstoffzehrung und damit zur Beeinträchtigung der Lebensbedingungen für viele Tierarten, insbesondere für Fischarten mit höherem Sauerstoffbedarf.
1 g Phopsphor bewirkt den Aufbau von rd. 100 g Algenmasse, weil das Verhältnis C:N:P im
Aufbau der Pflanzenzelle 106:16:1 betägt. Zum Abbau derselben benötigen die heterotrophen
Organismen (Bakterien, Algenfresser etc.) mindestens 150 g O2.
Weitere Auswirkungen überhöhter Phosphoreinträge bestehen in der Verminderung der Produktionsfunktion durch Hemmung der Eisenversorgung und des Eisentransportes in der
Pflanze. Überhöhtes Phosphorangebot kann auch zu Ungleichgewichten in der Nährstoffaufnahme führen. Auswirkungen auf die menschliche Gesundheit konnten bislang nicht festgestellt werden.
Erhöhte Fluoreinträge können langfristig zu Veränderungen am Sorptionskomplex (Oxid- und
Tonmineralzerstörung bzw. -umwandlung) führen. Neben Verlusten an chemischer Pufferfunktion ist eine Minderung der Aggregatstabilität durch Lösung und Verlagerung von Oxiden
59
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
(z.B. Al) wahrscheinlich (Verluste an physikalischer Pufferfunktion). Fluor kann auch direkt
oder indirekt auf das Pflanzenwachstum Einfluss nehmen. Indirekte Einwirkung entsteht
durch Hemmung der Mineralisierung sowie Schädigung der Mykhorriza.
Tab. 37 zeigt, dass über die Teilprozesse der Bodenversauerung alle Bodenfunktionen
beeinflusst werden können. Als klar erwiesen gelten die Verluste an Produktions-, Rohstoff
(Wasser)- und chemischer Pufferfunktion (vgl. BLUM et al., 1989).
Durch Akkumulation von Schwermetallen erfolgt eine Verringerung der Puffer- und Filterfunktion durch zunehmende Konkurrenz um Sorptionsplätze an den Bodenteilchen. Auf die
Transformatorfunktion können Schwermetalle über die Hemmung mikrobieller Tätigkeit negativen Einfluss nehmen. Es treten jedoch erst bei höheren Schwermetallkonzentrationen nennenswerte Auswirkungen auf mikrobiologische Aktivitätsparameter auf.
Eine Beeinträchtigung der Produktionsfunktion kann über die Pflanzenaufnahme und Grundwasserbelastung durch Kontamination der Nahrungskette und Minderung der Produktionsleistung von Pflanzen und Tieren erfolgen. Bei direkter Einwirkung auf Lebewesen (und Bodenorganismen) ergibt sich folgende Reihe abnehmender Toxizität von Schwermetallen
Hg > Pb > Cd > Cu, Co, Mo > Cr, Ni > Mn, Zn,
und bei indirekter Einwirkung über die Nahrungskette ergibt sich folgende Toxizitätsreihung
Cd > Pb > Hg > Cu, Co, Mo > Cr, Ni > Mn, Zn.
Die vergleichsweise hohe Verfügbarkeit des Cd und der damit verbundene gesteigerte Transfer in die Nahrungskette ist für die Reihung vor die an sich toxischeren, aber immobileren
Elemente Pb und Hg verantwortlich (vgl. OBERLÄNDER, 1985).
Bei Bodenbelastung mit Pb und Cd wird zunächst die Gesundheit des Menschen gefährdet
und erst bei höheren Gehalten die Tiergesundheit und der Pflanzenertrag.
Die vor allem entlang von Verkehrswegen wirksame Versalzung von Böden durch NaCl bewirkt durch den Eintausch des einwertigen Na eine Dispergierung von Ton-Humus-Komplexen. Dadurch erfolgt eine starke Schädigung der Bodenstruktur und somit vor allem ein Verlust an physikalischer Pufferfunktion. Zusammen mit hohen Salzkonzentrationen in der Bodenlösung hat dies Auswirkungen auf die Wasserversorgung der Pflanzen (Reduktion der Produktionsfunktion).
Als Hauptproblem der Landwirtschaft sind die Belastung von Grund- und Oberflächengewässern als Folge der Stickstoff- und Phosphoreinträge durch Handels- und Wirtschaftsdüngung
anzuführen. Kontamination mit Schwermetallen stellt weiträumig derzeit kein akutes Problem
dar. Auf bestimmten Flächen wie etwa Wein-, Hopfen-, Obst-, Garten-, Kartoffel- und Rübenflächen (wegen intensiver Pflanzenschutzmaßnahmen) und Flächen mit hoher Schweinegülleoder Klärschlammausbringung sollte die Schwermetallproblematik beachtet werden, um irreversible Boden- und Folgeschäden zu vermeiden. Bodenversauerung stellt auf intensiv bewirtschafteten Flächen wegen der laufenden Kompensation durch Düngung keine ernsthafte Gefahr für den Bodenzustand dar.
Waldböden erleiden vor allem durch den Eintrag von Säurebildnern aus der Atmosphäre
(NO3-, NH4+, SO42-, Cl-) zum Teil irreversible Schäden. Weiters führt die Versauerung zu verstärkter Mobilität von Schwermetallen, die durch die Baumvegetation bereits besser ausgefiltert werden als durch landwirtschaftliche Pflanzenbestände.
60
Tab. 37
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Bewertung der Bedeutung anorganisch-chemischer Bodenbelastungen für verschiedene Teilflächen (aus: BLUM et al., 1989)
Bodenbelastung
durch
Landwirtschaft
Wald
N
3
3
P
3
S
2
Cl
2
Verkehrsweg-begleitflächen
Lokal bei Industrie
1
3
F
2
Schwermetalle
2
4
Versauerung
1
5
Versalzung
5
5
1 = Problemkreis untergeordneter Bedeutung, 5 = Problemkreis größter Priorität
4
61
Tab. 38
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Bilanz der wesentlichsten Nährstoffe und Schwermetalle der düngungswürdigen Fläche in Österreich (grobe Schätzung nach BLUM et
al., 1989)
Einträge (kg.ha-1.a-1 bzw. g.ha-1.a-1)
Landwirtschaft
Element
*
Bodenvorrat
Mobilisierung
Handelsdünger
Wirtschaftsdünger
(kg.ha-1
bzw. g. ha-1)
(kg.ha-1.a-1)
N
6.000
15
57
38
1
P
2.000
4
13
10
Cl
300
0
22
F*
60.000
50
Cd *
700
Zn *
Entzüge und Austräge
Atmosphäre
andere
anthropogen
natürlich
Ernte
Erosion
Grundwasser
---
---
20
1-5
120
1
20
0,5
---
---
0,5
19
0,5
0,3
---
---
---
---
8
8
0,1
24
150
---
---
---
50
100
50
150
50
4
1,5
1,3
0,08
0,05
---
2,8
0,2
1,2
< 0,1
0,5
100.000
350
---
207
33
10
50
480
20
300
50
100
Ni *
50.000
50
0,2
---
0,6
---
1,7
65
6
3,5
18
1
Cu *
45.000
150
---
69
4
50
27
90
10
50
20
30
Cr *
150.000
30
---
20
1,2
---
---
28
2
1
20
1
Pb *
60.000
270
---
---
3,4
0,2
4,4
295
5
10
27
1
-1
-1
-1
Flüsse in g.ha .a , Vorrat in g.ha
KlärPflanzenschlamm schutz
(kg.ha-1.a-1 bzw. g.ha-1.a-1)
2
62
7.4.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Organisch-chemische Bodenbelastungen
Von den vielen tausend organischen Verbindungen, die heute industriell produziert werden,
gelangt ein beträchtlicher Anteil auf verschiedensten Wegen in die Umwelt. Dazu kommt eine
große Anzahl von Substanzen, welche zwar nicht industriell hergestellt, jedoch als Produkte
von Verbrennungsprozessen ebenfalls in die Umwelt emittiert werden.
Zu den Hauptgruppen organischer Schadstoffe zählen:
− Halogenierte Aromate:
Polychlorierte Biphenyle (PCBs)
Polychlorierte Triphenyle (PCTs)
Polychlorierte Naphtalene (PCNs)
Polychlorobenzene (HCBs etc.)
− sauerstoffhältige halogenierte Aromate: Phenole
Chlorphenole
Polychlorodiphenyläther
Polychlorodibenzofurane
Polychlorodibenzo-p-Dioxine
− Aromatische Amine und Nitrosamine
− Polyaromatische und heteroaromatische Kohlenwasserstoffe (PAHs)
− Halogenierte Aliphaten
− Aliphatische und aromatische Kohlenwasserstoffe
− Phtalatester
− Pestizide:
Lindan
Dieldrin
DDE
Organophosphorverbindungen
− Mineralöle und -rückstände
− Feste Kunststoffe.
7.4.1. Pflanzenschutzmittel
Nach ihrer biologischen Wirkung bzw. nach ihren Zielobjekten können Pflanzenschutzmittel
folgendermaßen unterteilt werden:
Akrizide:
Fungizide:
Herbizide:
Insektizide:
Molluskizide:
Nematizide:
Rodentizide:
Wachstumsregler:
Mittel gegen Spinnmilben
Mittel gegen schädliche Pilze
Mittel gegen Unkräuter
Mittel gegen Insekten
Mittel gegen Schnecken
Mittel gegen Fadenwürmer (Nematoden)
Mittel gegen Nagetiere (Ratte, Maus)
Oberbegriff für Wachstumsregulatoren, Keimhemmungsmittel, Desikkanten.
Pflanzenschutzmittel gelangen auch nach bestimmungsgemäßer und sachgemäßer Ausbringung unvermeidlich und in mehr oder weniger nenneswerten Anteilen ausserhalb ihres Zielobjektes. Soweit sie direkt oder über die Pflanze auf und in den Boden gelangen, unterliegen
sie wie andere organische Stoffe vielfältigen Verteilungs- und Umwandlungsprozessen. Dazu
63
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
zählen biotischer und abiotischer Abbau, Bindung, Verdampfung, Abtrag durch Wind und
Wasser, Verlagerung in tiefere Bodenschichten und Aufnahme durch Pflanzen (Abb. 12). Die
Bedeutung der einzelnen Faktoren wird im wesentlichen durch die spezifischen Eigenschaften
des betreffenden Wirkstoffes sowie durch die jeweiligen besonderen Boden- und Klimaverhältnisse bestimmt. Vom Zusammenspiel all dieser Einflüsse hängt es ab, ob bzw. inwieweit Bodenorganismen geschädigt, Kulturpflanzen, Grundwasser und Gewässer kontaminiert
und dadurch letztlich der Naturhaushalt und die menschliche Gesundheit beeinträchtigt werden.
Abb. 12
Schematische Darstellung des Verhaltens von Pestiziden (P) in Ökosystemen, d.h.
Böden, Gewässern und Organismen (aus BLUME, 1992)
Österreich liegt hinsichtlich der Höhe des Pflanzenschutzmitteleinsatzes je Hektar LN im
hinteren Feld, was z.T. durch höheren Grünlandanteil zu erklären ist (Tab. 39 und 40).
Tab. 39
Einsatzmenge von Pflanzenschutzmitteln in verschiedenen europäischen Ländern
(BUNDESMINISTERIUM FÜR LAND- UND FORSTWIRTSCHAFT, 1993)
Land
PSM-Aufwand kg.ha-1 LN
Österreich
1,11
Deutschland
2,79
Dänemark
1,66
Niederlande
8,52
Schweden
0,72
64
Tab. 40
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Mengen der Wirkstoffe (in t) der im Geltungsbereich des PMG 1990 in Verkehr gebrachten Pflanzenschutzmittel (Wirkstoffstatistik 1991-1994, BUNDESMINISTERIUM FÜR LAND- UND FORSTWIRTSCHAFT, 1995a)
Präparatengruppe
1991
1992
1993
1994
Herbizide
2165,82
1825,49
1873,09
1549,36
Fungizide
1842,76
1488,83
1579,66
1560,38
Mineralöle und Paraffine
275,34
331,64
325,11
328,63
Insektizide
156,94
143,36
140,63
136,6
43,56
74,53
63,54
40,92
Rodentizide
1,02
4,66
0,48
3,35
Sonstige
0,99
0,87
0,84
0,88
4486,43
3869,38
3983,35
3620,12
Wachstumsregulatoren
Summe
Mit Wasser gut mischbare und darin lösliche Substanzen gehorchen im wesentlichen denselben Transportgesetzen wie die meisten anorganischen Verbindungen. Mit Wasser nicht oder
schlecht mischbare Substanzen verhalten sich grundlegend anders. Mit steigendem Wasseranteil vermindert sich die Durchlässigkeit für den Schadstoff infolge der Konkurrenz um den
vorhandenen Porenraum. Anwesenheit von Luft als dritte Phase (Wassergehalt < FK) erniedrigt Durchlässigkeit sowohl für Wasser als auch für organische Substanzen.
Neben dem Grad der Mischbarkeit mit Wasser ist auch die Dichte organischer Substanzen von
Bedeutung.
Die Adsorption an Bodenbestandteilen nimmt bei allen organischen Verbindungen Einfluss
auf ihr Transportverhalten sowie auf den mikrobiellen und chemischen Abbau. Die Intensität
der Adsorption von Pestiziden hängt von ihren chemischen Eigenschaften, ihrer Konfiguration, ihrer Wasserlöslichkeit, ihrer Konzentration in der Bodenlösung, der Art und Menge des
Adsorbens, vom pH und von der Temperatur ab. Der Zusammenhang zwischen der Konzentration eines Pestizids in der Bodenlösung und der durch Bodenteile adsorbierten Menge lässt
sich sehr gut mit Freundlich´schen Adsorptionsisothermen beschreiben. Die Adsorptionskonstante Kd kontrolliert das Verhältnis zwischen der Konzentration im Boden, c, und der Konzentration in der Bodenlösung, s, mit
s = Kd .cn.
Für viele lösliche Substanzen kann der Exponent n mit 1 angenommen werden sodass die Formel lautet:
s = Kd . c
Besondere Bedeutung kommt dabei der Adsorptionskonstante Kd zu, welche der sorbierten
Pestizidmenge in mg/kg Boden bei einer Konzentration von 1 mg/l in der Bodenlösung entspricht (Abb. 13). Der Wert gestattet einen Vergleich des Adsorptionsverhaltens verschiedener Pestizide und Böden. Sehr mobile und daher leicht auswaschbare Pestizide haben sehr geringe Kd-Werte, wogegen sehr immobile hohe Kd-Werte aufweisen.
65
Abb. 13
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Adsorption eines Pestizids (z.B. Atrazin) an einem Boden. Die Steigung gibt den
Adsorptionskoeffizienten Kd an (Kd = 2 mg.kg-1/mg.l-1 bzw. 2 cm³.g-1; aus WILD,
1993)
Der Zusammenhang zwischen der Adsorptionskonstante Kd und der mit dem Sediment transportierten Pestizidmenge ist in Abb. 14 dargestellt.
Abb. 14
Anteil von an Sedimente gebundenen Pestiziden als Funktion von Adsorptionskoeffizient Kd und Sedimentkonzentration im Abfluss (aus: LEONARD, 1990)
Pestizide werden im Boden vorwiegend durch Huminstoffe gebunden. Das ist darauf zurückzuführen, dass Huminstoffe eine sehr große Oberfläche besitzen und zudem die verschiedensten Bindungsmöglichkeiten besitzen. Aus diesem Grund steigt die Adsorption eines Pestizids
mit dem Humusgehalt eines Bodens an. Die Adsorbierbarkeit durch Humus wird durch die
humusbezogene Adsorptionskonstante Koc ausgedrückt, mit
Koc = Kd / OC
wobei OC den Gehalt an organischem Kohlenstoff (Humusgehalt/1,72) im Boden darstellt.
Dieser Adsorptionskoeffizient ist nur mehr pestizidspezifisch und weitgehend bodenunabhän-
66
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
gig (LINDERS et al., 1994). Die Koc-Werte können dabei zwischen < 50 bis > 30.000
schwanken. Je höher der Koc-Wert ist, desto stärker wird das Pestizid im Boden gebunden.
Eine Tiefenverlagerung mit dem Sickerwasser ist bei Wirkstoffen mit höheren Koc-Werten
geringer, dafür werden sie an die Bodenteile gebunden (mit dem Erosionsmaterial) mittransportiert.
Ein an oder nahe der Bodenoberfläche befindliches Pestizid wird durch chemische, biologische oder photochemische Prozesse abgebaut oder umgewandelt bzw. unterliegt der Volatilisation (Verflüchtigung). Die Volatilisation kann durch einen einzigen dieser Prozesse oder
durch eine Kombination mehrerer Prozesse bewirkt werden. Die Persistenz wird durch die
Exponentialfunktion 1.Ordnung approximiert (NASH, 1980). Die Werte der Halbwertszeiten
von Pestiziden, welche auf dieser Beziehung basieren, liegen zwischen wenigen Stunden und
einigen Monaten je nach Wirkstoff und Umgebungsbedingungen. Pestizide an der Bodenoberfläche sind extremeren Umwelteinflüssen ausgesetzt und werden daher rascher abgebaut als Pestizide in tieferen Bodenschichten.
Der mikrobielle Abbau erfolgt metabolisch. Beim metabolischen Abbau dient das Pestizid
Mikroorganismen als Nahrung. Dabei setzt in der (5 bis 15 Tage dauernden) Adaptationsphase der Abbau sehr zögernd ein, um dann (nach Vermehrung der Mikroorganismen) sehr
stürmisch zu verlaufen. Kometabolisch werden hingegen Verbindungen abgebaut, die nicht
als Nahrung von Mikroorgansimen dienen und daher auch zu keiner Vermehrung von
Mikroorganismen führen. Ihr Abbau durch Enzyme, welche von Bodenorganismen ausgeschieden werden, setzt (ähnlich einem chemischen Abbau) sofort stark ein, um sich mit Abnahme des Pestizidgehaltes kontinuierlich zu verlangsamen (BLUME, 1992; Abb. 15).
Abb. 15
Metabolischer (links) und kometabolischer (rechts) Abbau organischer Stoffe im
Boden (schematisch); links: A = Adaptionsphase, B = Abbauphase, C = Phase verlangsamten Abbaus; rechts: A = Abbau nicht limitiert, B = Abbau limitiert (aus
BLUME, 1992)
Die Intensität des Abbaues hängt sehr stark von den Standortbedingungen ab. Hauptfaktor ist
dabei die Temperatur. Bei Temperaturen unter 5 °C findet im Boden fast kein mikrobieller
Abbau statt, und auch chemische Reaktionen sind stark verzögert, während bei Bodentemperaturen von 30 °C (z.B. in feuchten Tropen) biologischer und chemischer Abbau besonders
intensiv verlaufen.
67
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Pestizide können während und nach der Applikation von der Pflanzen- und Bodenoberfläche
verdampfen. Die Intensität der Verflüchtigung wird vor allem vom Dampfdruck (angegeben in
Pa oder hPa) bestimmt. Von Boden- und Blattoberflächen verflüchtigt sich ein Pestizid umso
schneller, je höher die Temperatur und je größer die Windgeschwindigkeit ist. Die Verflüchtigungsneigung einer Chemikalie lässt sich am besten mit der Henry-Konstante Hc, einem Wasser/Luft-Verteilungskoeffizienten, charakterisieren:
Hc = (16,04 . p . M) / (T . S)
mit p als Dampfdruck der reinen Chemikalie in mm Hg, M dem Molekulargewicht der Chemikalie, T der absoluten Temperatur und S der Löslichkeit in mg/l H2O.
Durch den Ab- und Umbau organischer Substanzen können auch toxische und z.T. sehr peristente Metabolite entstehen, deren Gefahrenpotential jenes der Ausgangssubstanz übertreffen
kann. Eine weitere Einschränkung für die Vorhersage des Abbauverhaltens ergibt sich aus der
Tatsache, dass der mikrobielle Abbau sowohl von Kometabolismen als auch von der Konzentration der Substanz abhängt. Der Abbau mancher Substanzen kann erst bei höheren Konzentrationen erfolgen.
7.4.2. Auswirkungen auf Bodenzustand und Bodenfunktionen
Abgesehen von den Bedenken, die aufgrund des Vorsorgeprinzips gegen das Auftreten von
Pestiziden jedweder Konzentration im Trinkwasser bestehen müssen, ist deren Ökotoxizität
im Boden zu berücksichtigen. Als Folge von Pestiziden im Boden kann es zu verminderter
Organismentätigkeit kommen. Dies zieht für die Gesamtheit der Bodenfunktionen, die mit
dem Grundwasserschutz in Zusammenhang stehen, negative Folgen nach sich (Verminderung
der Filter- und Reinigungswirkung).
68
7.5.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Bodenbelastungen durch Radionuklide
Radionuklide stellen eine Sonderform der Bodenbelastung dar. Ihre Schadwirkung ist auf den
physikalischen Zerfall von Atomkernen zurückzuführen. Das Verhalten von Radionukliden im
Boden wird jedoch weitgehend von physiko-chemischen bzw. chemischen Gesetzmäßigkeiten
bestimmt.
7.5.1. Strahlenbelastung
Die österreichischen Böden wurden einerseits in den 50er und 60er Jahren durch die atmosphärischen Kernwaffentests und andererseits durch den Reaktorunfall in Tschernobyl im
April und Mai 1986 in größerem Ausmaß mit Radionukliden belastet. Die Nuklide Caesium
137 und 134, Strontium 90 und Plutonium 239/240 besitzen wegen der deponierten Menge,
ihrer langen Halbwertszeit und ihrer Radiotoxizität die größte Bedeutung. Der Fallout aus den
Kernwaffenversuchen erreichte die Bodenoberfläche kontinuierlich über viele Jahre. Eine
regional differenzierte Belastung ergibt sich durch unterschiedliche mittlere Jahresniederschlagsmengen (UBA, 1988).
Für die landwirtschaftliche Nutzung und im Sinne des Bodenschutzes besitzen 137Cs und 90Sr
die größte Bedeutung. Diese beiden Radionuklide verlagern sich auf natürlichem Weg nur
sehr langsam im Boden. Sie werden von Pflanzen aufgenommen, und zwar in umso stärkerem
Ausmaß, je schlechter sie in den Boden eingemischt sind. Die Aufnahme hängt von der Pflanzenart, von der Tiefenverteilung der Radionuklide, von Bodeneigenschaften und von der
Nährstoffversorgung ab. Insgesamt wird Strontium stärker von den Pflanzen aufgenommen als
Caesium.
Natürliche Strahlenbelastung
Die natürliche Strahlenbelastung stammt aus mehreren Quellen (AUST und BECKER-PLATEN, 1985) und zwar aus Höhenstrahlung, terrestrischer Strahlung und Einnahme durch Nahrungsmittel und Trinkwasser. Die terrestrische Strahlung ist auf natürliche Radionuklide in
der Erdkruste zurückzuführen. Als wichtigste seien hier 40K, 235U, 238U, 232Th, 226Ra, 228Ra,
210
Pb, 210Po, 87Rb und 3H erwähnt. Im allgemeinen weisen magmatische Gesteine höhere
Aktivitäten auf als Sedimente. Allerdings kann es zu Abweichungen kommen, z.B. können
phosphatreiche Gesteine hohe Werte besitzen. Tonreiche Böden Mitteleuropas besitzen
höhere Radionuklidgehalte als sandreiche, da sie K-reicher sind (BLUME, 1992).
Verhalten von Radionukliden im Boden
Die auf den Boden gelangenden Radionuklide zeigen in Abhängigkeit von ihren chemischen
Eigenschaften unterschiedliches Verhalten im Boden. Für die meisten Radionuklide gilt, dass
ihre Bindungsstärke im Boden mit zunehmendem Tongehalt und Humusanteil steigt. Mit zunehmender Festlegung und Halbwertszeit steigt auch die Dauer der Bodenbelastung.
Von besonderem Einfluss ist der pH-Wert, da die meisten Radionuklide im Boden als Kationen vorliegen (BLUM et al., 1989; HAUNOLD et al., 1987). Daher wird mit steigendem pH
durch die gleichzeitig zunehmende negative Oberflächenladung des Bodens die Festlegung
begünstigt.
Größere Abweichungen von diesem Verhalten ergeben sich insbesondere bei den Isotopen Cs,
Ru, Pu und Jod. Die Mobilität von Caesium steigt mit zunehmendem Humusgehalt. Ruthenium liegt im Boden nicht nur als Kation, sondern auch als Ruthenat-Anion vor. Bei allgemein relativ schwacher Bindung kann es somit bei hohen pH-Werten stärker verlagert werden.
69
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Plutonium neigt zur Komplexbildung mit organischer Substanz, wodurch die Mobilität im
sauren Bereich beträchtlich erhöht wird (BLUM et al., 1989). Jod wird vor allem durch biochemische Reaktionen an die organische Substanz gebunden.
Die Gefahr der Auswaschung von Radionukliden ins Grundwasser ist vor allem für Ruthenium gegeben. Für die meisten anderen, kationisch vorliegenden Elemente erhöht sich die
Mobilität in humusarmen, sauren Sandböden (Wald). Auswaschung von Jod ist allgemein gering.
7.5.2. Auswirkungen auf Bodenzustand und Bodenfunktionen
Bei starker Festlegung in den obersten Bodenschichten besteht vor allem die Gefahr der Bestrahlung von Organismen in und über dem Boden (Beeinträchtigung der Genschutzfunktion).
Bei stärkerer Verstrahlung ist letztlich auch die Trägerfunktion des Bodens gefährdet. Bei
starker Festlegung und langer Verweildauer im Boden steigt auch die Wahrscheinlichkeit der
Aufnahme durch die Pflanzen.
Bei ungünstigen Bodeneigenschaften (niedriger pH-Wert, geringe Bodenmächtigkeit, geringer
Gehalt an organischer Substanz etc.) wird die Mobilität von Ru, J, Sr, Ra und Rb erhöht. Dadurch erhöht sich die Gefahr der Auswaschung ins Grundwasser sowie kurzfristig die Möglichkeit der Aufnahme relativ großer Dosen durch Pflanzen und Mikroorganismen (Beeinträchtigung der Produktionsfunktion).
70
8.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Bodenzustand in Österreich
Die aktuelle Bodengefährdung ist nicht alleine eine Folge einer bestimmten Einwirkung auf
den Boden, sondern ergibt sich aus dem Zusammenwirken verschiedener Bodenbelastungen
und der Fähigkeit des Bodens, negative Auswirkungen auf den Bodenzustand und die Bodenfunktionen abzupuffern. Daher kann die Pufferkapazität empfindlicher Böden bereits bei relativ geringer Belastung überfordert sein. Die aktuelle Bodengefährdung ergibt sich daher aus
dem Vergleich zwischen der Bodenempfindlichkeit mit den einwirkenden Bodenbelastungen.
Dazu müsste, getrennt für jede Bodenfunktion und jede Belastungsart, eine Zuordnung zu Belastungsstufen erfolgen und die Bodenempfindlichkeit eingestuft werden (vgl. Tab. 41). Die
Grenzen der Belastungsstufen sollten mit Hilfe von Literaturangaben (z.B. Grenzwerte) im
Hinblick auf die jeweilige Bodenfunktion ausgelegt werden.
Tab. 41
Schema zur Beurteilung der aktuellen Bodengefährdung (aus: BLUM et al., 1996)
Belastung
hoch
mittel
gering
Empfindlichkeit
Gefährdung einer Bodenfunktion
hoch
extrem gefährdet
mittel
stark gefährdet
gering
gefährdet
hoch
stark gefährdet
mittel
gefährdet
gering
kaum gefährdet
hoch
kaum gefährdet
mittel
nicht gefährdet
gering
nicht gefährdet
Die Empfindlichkeit von Böden für Bodenzustandsänderungen und Funktionsverluste ist sowohl von bodeneigenen (internen) als auch externen Faktoren abhängig. Zu den internen Faktoren zählen:
− Ausgangsmaterial (Kornverteilung, mineralogische Zusammensetzung, Verfestigungsgrad,
geomorphologische Einheit)
− Grad der Bodenentwicklung (Bodenprozesse, Bodenzustand, insb. Bodenmächtigkeit, Bodenstruktur, mineralogische Zusammensetzung, Humusgehalt, biologische Aktivität, Versauerungsgrad)
− Wasserhaushalt (Durchlässigkeit, Grund- und StauwasserEinfluss).
Zu den externen Faktoren gehören:
− Hangneigung und Hanglänge
− Niederschlagsmenge und zeitliche Verteilung.
Sowohl interne als auch externe Faktoren finden indirekt Ausdruck im Bodentyp (bzw. Bodeneinheit). Österreich kann in 32 Bodeneinheiten mit jeweils charakteristischen Bodenverhältnissen unterteilt werden (Abb. 15). In Tab. 42 wird für jede Bodeneinheit die Empfindlichkeit für Bodenverluste durch Erosion sowie für physikalische und chemische Degradation
nach den o.a. Kriterien beurteilt. Es muss jedoch festgestellt werden, dass eine derartige Beurteilung sehr grob ist und die hier beurteilten Bodeneinheiten bei stärkerer Auflösung sehr heterogen zusammengesetzt sind.
71
Abb. 15
Bodenkarte von Österreich (Auszug aus FAO-Bodenkarte von Mitteleuropa)
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
72
Tab. 42
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Einschätzung der Bonität und der Bodenempfindlichkeit gegenüber Erosion sowie
physikalischer und chemischer Degradation für die Bodeneinheiten der österreichischen Bodenkarte (aus BLUM et al., 1989)
Bodenempfindlichkeit gegenüber
Bodeneinheit
R1
R2
R3
T1
T2
T3
T4
P1
P2
P3
P4
B1
B2
B3
B4
B5
B6
B7
B8
O1
O2
M1
M2
A1
A2
A3
*)
Erosion
Strukturschäden
Versauerung
Schadstoffakkumul.
GW-Kontamination
Nährstoffverlust
Bonität
4
4-5
4
4
4
1
2
4-5
4
3-4
2
3*
3
3
4-5
3
2-3
4
3
3
3-(4)
1
1
2
2
2
3
1
3
4
5
4
2
5
5
4
3
4
1
1
4
2
2
5
2
2
3
1
1
3
3
3-4
3
3
2
2
2-3
1
2
2-3
2-3
3
3
3
3
3
3
4
3-4
3
4
3
2-3
3-4
2
2
2
1
2
3
1
3-4
4
3-4
3-4
4
4
4
3
2-3
3
3
3
2
2
3-4
2
2
1
3
2
5
5
5
4
3
5
1
1
4
3
1
1
1
3
3
2
2
2
3
2
2
3
3
4
3
4
4
4
3
3
3-4
2
4
3-4
2
3
3-4
3-4
3-4
3
3-4
3
3
3-4
3
3
3
3
3
3-(4)
3
2
2
2
2
1
3
1
5
4-5
5
5
4-5
4-5
4-5
(3)-4
4
3-4
3-4
4-5
2-3
2-3
3
2
2-3
1-2
1-2
1
(3)-4
(3)-4
(3)-4
vorwiegend Winderosion
Tab. 43
Bewertungsschema für Bodenempfindlichkeit und Eignung für landwirtschaftliche
(spez. ackerbauliche) Nutzung
Bewertung
1
2
3
4
5
Bodenempfindlichkeit
sehr gering
gering
mittel
hoch
sehr hoch
Bonität (Ackerbau)
nicht geeignet
für Grünland geeignet
für Grünland gut geeignet
Grünland sehr gut geeignet, Ackerland gut geeignet
Ackerland höchster Qualität
73
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
74
8.1.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Bodenbelastungsgebiete in Österreich
In Abb. 17 sind vermutliche Belastungsgebiete ausgewiesen. Die Abschätzung des Belastungsausmaßes erfolgte gutachtlich unter Verwendung verschiedener Indikatoren (BLUM et
al., 1989). Österreich kann demnach in insgesamt 16 Belastungsgebiete unterteilt werden, wobei Gletscherregionen (Belastungsgebiet 17) unberücksichtigt bleiben. Art, Ursache, Ausmaß
und Flächenanteil der Bodenbelastungen in den einzelnen Gebieten sind in Tab. 44 zusammengestellt.
Als flächenmäßig bedeutendstes Problem der intensiv genutzten Ackerbaugebiete (Belastungs-gebiete 1 bis 9) ist die physikalische Degradation durch Verdichtung und Oberflächenver-krustung zu nennen. Dies trifft in verstärktem Maße für Böden mit hohem Schluffanteil zu
(Löß, Staublehm). Belastungsgebiet 2 (Marchfeld, Tullner Feld, Nordburgenland) ist
ausserdem durch relativ starke Winderosion gefährdet. Dies ist auf häufig auftretende, starke
Winde, z.T. leichte Bodenart (feinsandige und schluffige Böden) und den hohen Anteil and
Maiskulturen und Weingärten zurückzuführen. Staublehm- und Lößgebiete im Hügelland sind
bei intensiver Nutzung durch Mais- und Weinbau stark durch Wassererosion betroffen (BG 6,
7, 8, sowie 1, 4 und 5). Die Tendenz wird durch häufige Starkregenereignisse verstärkt (Illyrisches Hügelland, BG 6 und 8). Belastung durch chemische Degradation infolge Düngung
(Schwermetalle), Pflanzenschutz etc. ist derzeit im Vergleich zur Pufferkapazität der betroffenen Böden als relativ gering zu bewerten (vgl. BLUM et al., 1989).
Die Böden der Ballungsräume (BG 9 und 10) in den alpinen Tälern und Ebenen der Vorländer
sind aufgrund ihrer vielfältigen Nutzung (Siedlung, Verkehr, intensive Landwirtschaft, Tagbau von Massenrohstoffen) einem enormen Belastungsdruck ausgesetzt. In der Kernzone der
Bundeshauptstadt Wien (BG 9) ist die Versiegelung sogar flächenmäßig das Hauptproblem. In
den übrigen Ballungsgebieten (BG 10) konnten die dicht verbauten Kernzonen aufgrund des
gewählten Kartenmaßstabes nicht gesondert ausgeschieden werden. Daher dominiert flächenmäßig die Kontamination der Böden durch Nahimmissionen aus Siedlung, Industrie und
Verkehr. Hinzu kommt die physikalische Degradation (Verdichtung, Verkrustung) durch intensive Landwirtschaft und Freizeitaktivität.
Die Böden der mittleren und höheren alpinen Regionen (BG 13, 14, 15 und 16) sind vor allem
durch Geländeverformung infolge Wildbacherosion gefährdet. Das Problem tritt zwar räumlich begenzt auf (lokale Erosionsherde im Gegensatz zu flächenmäßiger Erosion), ist jedoch
aufgrund des großen Gefahrenpotentials (Gefährdung von Menschenleben) und des ohnehin
begrenzten Siedlungsraumes in den Alpen als sehr ernst einzustufen. Ursachen für die Wildbacherosion liegen im Bau von Verkehrswegen (Forstwege, Almaufschließungswege), im Bau
von Schipisten und in der Destabilisierung der Schutzwälder durch saure Immissionen und
mangelnde Pflege (CERNUSKA, 1986; BLUM et al., 1989).
75
Abb. 17
Bodenbelastungsgebiete in Österreich
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
76
Tab. 44
Belastungsstruktur österreichischer Bodenbelastungsgebiete (nach BLUM et al., 1989)
Hauptbelastung
Ursache
Ausmaß
Belastungsgebiet
Art
1
2
3
4
5
Verdichtung
Verdichtung
Verdichtung
Verdichtung
Verdichtung
lw. Nutzg.
lw. Nutzg.
lw. Nutzg.
lw. Nutzg.
lw. Nutzg.
6
7
8
9
Wassererosion
Verdichtung
Wassererosion
Versiegelung
10
Versauerung,
Kontamination
Verdichtung
Versauerung,
Kontamination
Wassererosion
lw. Nutzg.
lw. Nutzg.
lw. Nutzg.
ausserlw.
Belastg.
ausserlw.
Belastung.
lw. Nutzg.
ausserlw.
Belastung.
ausserlw.
Belastung.
lw. Nutzg.
ausserlw.
Belastung.
ausserlw.
Belastung.
11
12
13
14
15
16
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Wassererosion
Versauerung,
Kontamination
Versauerung,
Kontamination
Belastungsausmaß:
Flächenanteil:
akt. Belastungsrate:
weitere Belastung
Ursache
Ausmaß
Flächenanteil
Rate
Art
3
3
3
3
2
5
5
5
4
4
3
3
3
3
2
3
3
3
4
4
4
4
5
3
3
3
2
4
5
3
Verkrustung
Verkrustung
Verkrustung
Verkrustung
Versauerung,
Kontamination
Verdichtung
Bodenverluste
Verdichtung
Versauerung,
Kontamination
Verdichtung
lw. Nutzg.
lw. Nutzg.
lw. Nutzg.
lw. Nutzg.
ausserlw.
Belastung
lw. Nutzg.
lw. Nutzg.
lw. Nutzg.
Ausserlw.
Belastung
lw. Nutzg.
2
3
4
4
2
3
Bodenverluste
4
1
3
1
2
2
4
1
2
Wassererosion
3
3
1
Wassererosion
weitere Belastung
Ursache
Ausmaß
Flächenanteil
Rate
Art
3
3
3
2
2
4
4
4
3
3
3
3
3
2
2
Wassererosion
Winderosion
Wassererosion
Wassererosion
Wassererosion
lw. Nutzg.
lw. Nutzg.
lw. Nutzg.
lw. Nutzg.
lw. Nutzg.
3
2
2
3
4
3
4
5
3
3
2
3
Verkrustung
Verkrustung
Verkrustung
Verdichtung
3
5
3
Versiegelung
lw. Nutzg.
lw. Nutzg.
lw. Nutzg.
ausserlw.
Belastung
ausserlw.
Belastung
lw. Nutzg.
1
3
1
Ausserlw.
Belastung
ausserlw.
Belastung
4
1
3
4
1
3
1 gering, 2 mittel, 3 groß, 4 sehr groß
1 sehr gering (1-5%), 2 gering (6-10%), 3 mittel (11-25%), 4 hoch (26-50%), 5 sehr hoch (> 50%)
1 gering, 2 mittel, 3 hoch
Flächenanteil
Rate
2
2
1
2
2
3
3
2
3
2
3
3
2
2
2
2
2
1
3
3
3
2
4
2
2
1
2
3
4
3
77
9.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Gesetzliche Regelungen zum Bodenschutz
Bodenschutz wird in zahlreichen Bundes- und Landesgesetzen behalndelt. In Tab. 45 sind die
Bodenschutz- und Klärschlammgesetze der einzelnen Bundesländer angegeben.
Tab. 45
Bodenschutz- und Klärschlammgesetzgebung in den Bundesländern
Bundesland
Burgenland
LGBl. Nr.
87/1990
82/1991
Kärnten
Gesetz, Verordnung
Inkrafttreten
Bgld. Bodenschutzgesetz
Bgld. Klärschlamm-und MüllkompostVO
21.12.1990
1.10.1991
Kärtner Bodenschutzgesetz
KlärschlammVO
Entwurf
vorgesehen
Niederösterreich
6160-1
6160/1-0
NÖ Bodenschutzgesetz
NÖ Klärschlam-und MüllkompostVO
20.7.1991
8.2.1989
Oberösterreich
115/1991
10/1990
OÖ Bodenschutzgesetz
OÖ KlärschlammVO
1.1.1992
1.3.1990
Sbg. Bodenschutzgesetz
KlärschlammVO
DüngeVO
Entwurf
vorgesehen
vorgesehen
Stmk. Landw. Bodenschutzgesetz
BodenschutzprogrammVO
GülleVO
GülleVO-Änderung
KlärschlammVO
19.9.1987
1.1.1988
1.3.1988
1.1.1992
1.1.1988
Salzburg
Steiermark
66/1987
87/1987
88/1987
89/1991
89/1987
Tirol
Tiroler Bodenschutzgesetz
Vorarlberg
41/1985
31/1987
Klärschlammgesetz
KlärschlammVO
Entwurf
12.10.1985
21.8.1987
Wien
9.1.
Bodenschutzgesetze
Als Ziele des Bodenschutzes werden in allen Bodenschutzgesetzen definiert:
Erhaltung und Verbesserung der nachhaltigen Fruchtbarkeit landwirtschaftlicher Böden
− durch Schutz vor Schadstoffeinträgen und
− durch Verhinderung von Bodenabtrag (Bodenerosion) und Bodenverdichtung.
9.1.1. Steiermärkisches landwirtschaftliches Bodenschutzgesetz (vom 2. Juni 1987)
Das Steiermärkische landwirtschaftliche Bodenschutzgesetz ist das erste dieser Art in Österreich und behandelt die Probleme des Bodenschutzes am ausführlichsten. In diesem Gesetz
wird eine nachhaltige Bodenfruchtbarkeit folgendermaßen beschrieben:
„Eine nachhaltige Bodenfruchtbarkeit ist gegeben wenn der Boden
− über einen ausreichenden, wirksamen Humusgehalt und eine entsprechende Bodenstruktur
verfügt,
− das ungestörte Wachstum natürlich vorkommender oder angebauter Pflanzen nicht beeinträchtigt,
78
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
− die Entwicklung, den Ertrag und die Güte land- und forstwirtschaftlicher Pflanzen auch
langfristig gewährleistet und
− die Eigenschaft aufweist, Stoffe, wie natürliche pflanzliche Rückstände, tierische Ausscheidungen und Pflanzenschutzmittel, abzubauen.“
Zur Erhebung und Kontrolle des Belastungsgrades sind laufend Zustandskontrollen zu veranlassen, wobei unter Berücksichtigung bodenkundlicher Verhältnisse, der gegebenen Schadstoffquellen und der landwirtschaftlichen Hauptproduktionsgebiete ein Netz ständiger Prüfstandorte einzurichten ist. Auch auf die ortsübliche Bewirtschaftung ist Bedacht zu nehmen.
Bodenproben und (bei Klärschlamm- oder Müllkompostanwendung auch) Pflanzenproben
müssen untersucht werden.
Auch das landwirtschaftliche Versuchswesen ist einzubinden und die Ergebnisse sind im Rahmen der landwirtschaftlichen Aus- und Weiterbildung durch Demonstrationsversuche zu vermitteln.
Bei der Düngung ist auf die Eigenschaften des Standortes (Versorgungszustand, Nährstoffbedarf der Pflanzen etc.) Bedacht zu nehmen. Der Versorgungszustand der Böden ist in geeigneten Zeitabständen durch Bodenuntersuchungen festzustellen. Die Höhe der Düngergaben
sind auf die Standortverhältnisse, sowie auf alle für die Pflanzenernährung relevanten Nährstoffquellen (Pflanzenrückstände, Vorfrucht) abzustimmen, wobei Überdüngungen zu vermeiden sind. Zeitpunkt der Aufbringung ist der Wirkungsweise des Düngers im Boden und der
Vegetationsentwicklung anzupassen. Eine Aufbringugn von Gülle auf wassergesättigten oder
durchgefrorenen Böden ist verboten. Auf jeden Fall ist auf die Sicherung der Wasserversorgung Bedacht zu nehmen.
Hinsichtlich der Bodenerosion wird geregelt, dass nach einem Beobachtungszeitraum von wenigstens 3 Jahren zur Verhinderung der Bodenerosion örtlich und zeitlich beschränkte Bewirtschaftungsregeln erlassen werden können.
Bei landwirtschaftlicher Verwertung von Klärschlamm und Müllkompost sind sowohl der
Klärschlamm bzw. Müllkompost als auch der Boden (mind. alle 4 Jahre) vor der Aufbringung
auf seine Eignung zu untersuchen. Die maximalen Aufbringungsmengen betragen bei
Grünland 1,25 t TS/ha und bei Ackerland 2,5 t/ha. Eine Aufbringung von Klärschlamm und
Müllkompost ist verboten
−
−
−
−
auf Gemüse- und Beerenobstkulturen,
auf Wiesen und Weiden (ausgenommen im Herbst nach der letzten Nutzung),
auf wassergesättigten und durchgefrorenen landwirtschaftlichen Böden,
auf landwirtschaftlichen Böden in Hanglagen mit Abschwemmungsgefahr (Ausnahme:
Verwendung von Müllkompost zur Erosionsminderung),
− im Feldfutterbau (ausgenommen nach der letzten Nutzung im Herbst)
− in Naturschutzgebieten und
− in verkarsteten Gebieten und auf Mooren.
9.1.2. Burgenländisches Bodenschutzgesetz (vom 18. Juni 1990)
Das burgenländische Bodenschutzgesetz ist mit dem steiermärkischen nahezu ident. Überwachung des Zustandes der Böden durch Kontrolle, sowie Versuche und Beratung werden gleich
geregelt. Auch im Burgenland ist es möglich, dass die Landesregierung für einzelne durch Bodenabtrag und Bodenverdichtung besonders gefährdete Lagen zeitlich beschränkte Bewirt-
79
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
schaftungsregeln (Anbau von erosionsmindernden Pflanzenarten, andere Bearbeitungsmethoden) anordnen kann.
Hinsichtlich der landwirtschaftlichen Verwertung von Klärschlämmen und Müllkomposten
gelten die gleichen Bedingungen wie in der Steiermark. Die maximale Applikationsmenge ist
jedoch nicht zahlenmäßig ausgedrückt, sondern richtet sich nach der Bodenbeschaffenheit, der
Verwendung zusätzlicher Düngemittel und der Art der Nutzung.
9.1.3. O.ö Bodenschutzgesetz 1991 (vom 3. Juli 1991)
Das O.ö Bodenschutzgesetz setzt sich ausgiebig mit der landwirtschaftliche Klärschlammverwertung sowie mit Düngung und Pflanzenschutz auseinander. Ausbringungshöchstmengen bei
Klärschlamm liegen innerhalb von drei Jahren bei 10 t TS/ha bei Trockensubstanzanteil von
mind. 35%, bzw. 5 t TS/ha bei Trockensubstanzanteil < 35% (max. 2,5 t TS/ha und Jahr). Als
Aufbringungsverbote gelten die gleichen wie in den beiden o.a. Gesetzen.
Hinsichtlich der Düngung gelten ebenfalls die gleichen Vorschriften wie in den beiden anderen Bundesländern. Es wird aber festgehalten, dass durch eine gezielte Zufuhr von organischer
Substanz (Wirtschaftsdünger, Kompost, Ernterückstände, Gründüngung etc.) eine geordnete
Humuswirtschaft anzustreben ist. Im O.Ö Landesgesetz werden auch Anwendung und Verwendung von Pflanzenschutzmitteln behandelt.
Es wird die Erstellung eines Bodenkatasters und eines Bodenzustandsberichtes festgelegt. Für
verschiedene , die Bodengesundheit beeinträchtigende Stoffe vor allem aber für die wichtigsten Schwermetalle und organischen Schadstoffe sind Grenzwerte festzulegen.
Wenn eine Beeinträchtigung der Bodengesundheit festgestellt wurde kann die Behörde Bodenverbesserungspläne beauftragen. Ein solcher Plan hat Maßnahmen zur Bodenverbesserung
zu enthalten, die eine Wiederherstellung der Bodengesundheit in angemessener Zeit erwarten
lassen (integrierter Pflanzenbau; aufeinander abgestimmte Bodenbearbeitungs-, Dünge-,
Pflanzenschutz- und Fruchtfolgekonzepte). Greifen derartige Maßnahmen nicht, können
bodenverbessernde Maßnahmen vorgeschrieben werden. Dazu zählen:
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
−
Erweiterung, Verbesserung oder Festlegung der Fruchtfolge,
Zwischenfruchtanbau,
Untersaatenanbau in Maiskulturen,
Reduktion des Anbaues von Mais und Hackfrüchten in Hanglagen,
Bodenbearbeitungsformen wie Minimalbodenbearbeitung und Bearbeitung quer zum Hang,
technische Maßnahmen zur Verbesserung der Bodenstruktur,
Verminderung des Bodendruckes durch Einsatz bodenschonender Maschinen,
Verringerung der Feldlänge in Hanggebieten durch Grünstreifen,
zeitliche und mengenmäßige Beschränkung der Ausbringung von Dünge- und Pflanzenschutzmitteln,
bodendeckende Bepflanzung,
Anlage von Windschutzgürteln und Schaffung von Grünbrache,
Mindestpflege von Schipisten,
Beschränkung bzw. Verbot von Schneebindemitteln und Kunstschnee,
verstärkte Kalkausbringung,
Zufuhr organischer Substanz.
Das o.ö Bodenschutzgesetz beinhaltet als einziges auch Angaben über Förderungsmöglichkeiten. So können u.a. pflanzenbauliche Maßnahmen (bodengarefördernde Fruchtfolge, Unter-
80
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
saatenanbau etc.), biologischer Landbau, Einsatz bodenschonender Geräte, technische Maßnahmen zur Verbesserung der Bodenstruktur gefördert werden. Auch für die Schaffung von
Güllelagerraum, die Kalkung säurebeinträchtigter Böden, Grünbrache, Kompostierung biogener Abfälle und Fortbildung bzw. Beratung können nach Maßgabe der finanziellen Mittel Förderungsgelder vergeben werden.
9.1.4. NÖ Bodenschutzgesetz (vom 16. Mai 1991)
Das NÖ Bodenschutzgesetz ging aus dem Gesetz über die Aufbringung von Klärschlamm und
Müllkompost auf landwirtschaftliche Böden hervor. Es wird festgehalten, dass der Zustand
der Böden zu untersuchen und im Rahmen einer Bodenzustandsinventur zu dokumentieren ist.
Als Grundlage für Empfehlungen an die Bewirtschafter landwirtschaftlicher Böden sind Versuche im Hinblick auf eine nachhaltige Bodenfruchtbarkeit durchzuführen und die Ergebnisse
in der Aus- und Weiterbildung zu verwenden.
Bei landwirtschaftlicher Verwertung von Klärschlamm gelten die gleichen Vorschriften (Boden- und Klärschlammuntersuchung) wie in den anderen Bundesländern.
In Niederösterreich ist das Verbrennen von Stroh und anderen nicht verholzten Rückständen
auf landwirtschaftlichen Böden verboten. Bei extremer Trockenheit, starkem Krankheitsdruck
(Pilzbefall) oder zur Einhaltung der notwendigen Fruchtfolge kann dieses Verbot über Vorschlag der Bezirksbauernkammer zeitlich befristet aufgehoben werden.
Bodenverbesserungsmaßnahmen können auch in Niederösterreich von der Behörde vorgeschrieben werden, wobei nicht näher erläutert wird, um welche Maßnahmen es sich dabei handelt.
81
10.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Bodenzustandsinventuren
Auf der Grundlage der Bodenschutzgesetze wurden in den vergangenen Jahren in Niederösterreich, Oberösterreich, Salzburg und im Burgenland Inventuren über den aktuellen Bodenzustand durchgeführt.
10.1. Niederösterreich
Zwischen 1990 und 1992 wurde in Niederösterreich eine Bodenzustandsinventur durchgeführt. Die Untersuchungen erfolgten in einem flächendeckenden Raster mit einem Abstand
von 2,75 km (AMT DER NÖ LANDESREGIERUNG, 1994).
An bodenkundlichen Parametern wurden die Korngrößenverteilung und Bodenschwere, der
pH-Wert und Karbonatgehalt, der Humus- und Gesamtstickstoffgehalt, die austauschbaren
Kationen und die Sättigung mit basischen Kationen sowie der Gehalt an wasserlöslichen Salzen ermittelt. Die Verteilung der Bodenschwere in 5 Schwereklassen zeigt ein deutliches
Überwiegen der mittelschweren Böden mit über 37% der Probeflächen. Etwa die Hälfte der
Böden (56%) sind kalkfrei. Unter den kalkhaltigen Böden dominieren die stark kalkhaltigen
mit über 30%. Dementsprechend schwankt der pH-Wert in weiten Grenzen. Der Median liegt
bei 6,6, das Maximum bei 7,9 und das Minimum bei 3,9.
Die Austauschkapazität bewegt sich zwischen 1 und 115 mval/100 g Boden, der Median liegt
bei 16 mval/100 g. Im Mittel sind 85% des Sorptionskomplexes mit Calcium, etwa 10% mit
Magnesium, 1,8% mit Kalium und 0,3% mit Natrium abgesättigt. Der Gehalt an wasserlöslichen Salzen ist allgemein gering. Infolge Düngung ist er auf Ackerland höher als auf Grünland.
In den Proben wurden pflanzenverfügbares Phosphat und Kalium bestimmt. Über 33% der
untersuchten Standorte weisen ausreichende (d.h. anzustrebende) Phosphatgehalte und 40%
ausreichende Kaliumgehalte auf. Mehr als 50% bzw. 40% der Standorte wiesen bei Phosphat
bzw. bei Kalium niedrige und sehr niedrige Gehalte auf.
Rd. 90% aller Standorte zeigen natürliche Gehalte an den Schwermetallen Arsen, Cadmium,
Cobalt, Nickel, Kupfer, Molybdän und Selen (Tab. 46). Bei Quecksilber, Zink und Chrom
weisen 80% der Proben natürliche Gehalte auf. Die Richtwertgehalte für verschiedene
Schwermetalle sind in Tab. 47 angegeben.
An 112 ausgewählten Standorten wurden ergänzende bodenphysikalische Messungen durchgeführt. Aus der Bestimmung von drei Punkten der Wasserspannungs-Wasseranteilsbeziehung wurde der Volumsanteil von Größenklassen der Bodenporen errechnet. Die Mediane für
diese Porengrößenklassen betragen: gesamtes Porenvolumen 46,5%, weite Grobporen (> 50
µm, für Durchlüftung) 4,3%, enge Grobporen (10 - 50 µm) 3,7%, Mittelporen (0,2 - 10 µm)
17,6 und Feinporen (< 0,2 µm) 17,4%.
82
Tab. 46
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Häufigkeit der Standorte (in %) in Niederösterreich mit natürlichen, geogenen und
anthropogen erhöhten Gehalten sowie Überschreitung der geogenen und anthropogenen Richtwerte (RW; AMT DER NÖ LANDESREGIERUNG, 1994)
Schwermetall
natürlicher
Gehalt
erhöhter Gehalt
geogen
RW-Überschreitung
geogen
erhöhter Gehalt
anthropogen
RW-Überschreitung
anthropogen
As
89,9
4,8
1,0
3,2
1,2
Hg
83,6
9,4
--
7,0
--
Zn
83,6
11,2
--
5,0
0,1
Pb
89,3
4,1
--
6,4
0,1
Cd
89,2
4,8
--
5,9
0,1
Co
93,4
5,5
0,1
1,0
--
Ni
91,6
6,8
0,6
1,1
--
Cr
84,5
12,3
1,7
1,4
0,1
Cu
88,1
6,0
--
4,6
1,3
Mo
89,9
7,8
0,1
2,1
0,1
Se
93,1
4,6
--
2,3
--
10.2. Oberösterreich
Nach dem O.ö. Bodenschutzgesetz 1991 ist die Landesregierung verpflichtet, Bodenzustandsuntersuchungen zur Feststellung der Bodengesundheit, der Belastung mit Schadstoffen und
sonstigen Beeinträchtigungen zu veranlassen. Der im Quadratverband angelegte Beprobungsraster weist einen Meßpunktabstand von 2,75 km auf (AMT DER OÖ LANDESREGIERUNG, 1993). Die Analysenparameter pH-Wert, Karbonatgehalt, Austauschkapazität, Humusgehalt und Kornverteilung ermöglichen Auskunft über Säure/Basengehalt, sowie über
Nährstoffspeicher- und Pufferkapazität der Böden. Weitere Untersuchungsparameter sind
pflanzenverfügbares Kalium und Phosphat, die austauschbaren Kationen, Gesamtstickstoffgehalt und Gehalte ausgewählter Schwermetalle. Zusätzlich wurden an einigen Proben bodenphysikalische und bodenbiologische Untersuchungen durchgeführt.
Insgesamt werden 40% der Böden als hochwertige Grünland- und Ackerlandstandorte klassifiziert, 45% als mittelwertige und 15% als geringwertige. Unter Einbeziehung der Hangneigung, der Hanglänge und der vorgefundenen Kultur- und Bodenart wurde die Gefährdung
durch Wassererosion abgeschätzt. 45% der Ackerstandorte wurden als erosionsgefährdet eingestuft, rd. 2% als stark gefährdet. Bei den Grünlandstandorten gelten nur etwas mehr als 5%
als erosionsgefährdet.
Die Bodenlagerungsdichte am Acker differiert nur wenig, wogegen sie am Grünland in Abhängigkeit vom Humusgehalt stark schwankt. Hinweise auf Bodenverdichtungen sind nicht
oder nur in Extremfällen zu erkennen. Der überwiegende Teil der Acker- und Grünlandböden
ist durch günstige pH-Verhältnisse gekennzeichnet. Dem bemerkenswert hohen Anteil an
sorptionsschwachen Ackerböden muss aus ökologsicher Sicht Aufmerksamkeit geschenkt
werden, um die geringe Sorptionskraft, Pufferung und Filterwirkung (z.B. beim Stoffein- und
-austrag) nicht zu überlasten.
83
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Über 40% der Acker- und 80% der Grünlandstandorte weisen niedrige oder sehr niedrige
Phosphatgehalte auf. Besser ist die Versorgung mit Kali. Der mittlere Humusgehalt beträgt im
Acker-Oberboden 2,7% und am Grünland 6,1%. Die elektrische Leitfähigkeit als Kriterium
für den Salzgehalt von Böden ist in allen Fällen so gering, dass eine Schädigung der Böden
generell ausgeschlossen werden kann.
Über 90% der untersuchten Standorte weisen niedrige Cu-Gehalte auf. Der geogen bedingte
Bodenwert wird nur in 12% der Fälle überschritten. Bei Cobalt wurden keine anthropogenen
Einflüsse festgestellt. Bei Nickel sind rd. 5% der Messstellen anthropogen beeinflusst sein,
wogegen es bei Blei rd. 70% sind. Bei Cadmium weisen Grünlandböden (0-5 cm) etwa
doppelt so hohe Gehalte auf wie Ackerböden (0-20 cm). Etwa 80% der Standorte sind durch
anthropogene Cd-Anreicherungen geprägt. Die Selengehalte liegen im internationalen
Vergleich auf einem ziemlich niedrigen Niveau.
Mikrobiologisch-enzymatische Untersuchungen zeigten, dass niedrigere Aktivitätsbereiche
vorwiegend in ackerbaulich intensiv genutzten Gebieten auftraten und höhere in den humusreicheren Böden des Voralpengebietes. Es gab keine signifikanten Unterschiede zwischen
leichten, mittelschweren und schweren Böden. Die bodenbiologischen Parameter korrelierten
eng mit dem Humusgehalt, dem Gesamtstickstoffgehalt und z.T. mit der potentiellen
Austauschkapazität. Geringe Korrelation bestand mit dem Feinschluffgehalt.
Die bodenphysikalischen Untersuchungen ergaben keine verstärkten, anthropogen bedingten,
pyhsikalischen Bodenbeeinflussungen. Die erhobenen physikalischen Parameter Wasserspeicherung und Wasserdurchlässigkeit liegen im Mittel in einem günstigen Bereich, sind aber
unter Grünlandnutzung höher, d.h. in einem noch günstigeren Bereich als bei Ackernutzung.
10.3. Salzburg
In Salzburg wurde die Bodenzustandsinventur in den Jahren 1988 bis 1991 durchgeführt
(AMT DER SALZBURGER LANDESREGIERUNG, 1993). Zur Wahrung der Repräsentanz
der Untersuchung wurden die Probeflächen in einem Raster 4x4 km ausgewählt.
Die Bodenanalysen umfassten neben wesentlichen Bodenkennwerten wie pH-Wert, Humusgehalt, Kationenaustauschkapazität, Korngrößenverteilung und Nährstoffverhältnisse auch 13
Schwermetalle.
Auf 61% der Wald- und 52% der extensiven Grünlandstandorte wurde im Oberboden ein pHWert kleiner als 4,2 ermittelt. Auf diesen Flächen kann bei weiteren Säureeinträgen mit der
Freisetzung von toxischen Al-Ionen und mit einem Tonmineralzerfall gerechnet werden. Die
intensiv bewirtschafteten landwirtschaftlichen Böden sind durchwegs durch günstige pH-Verhältnisse gekennzeichnet. Eine sehr geringe KAK und damit ein sehr geringes Filtervermögen
weisen 1-16% der Böden auf, bei 1,4 bis 25% ist die KAK gering. Am ungünstigsten ist dieser
Wert bei intensiv genutzten Grünlandböden (vor allem Almböden). Bei diesen Böden besteht
am ehesten die Gefahr des Durchschlagens der Säure- und Schadstoffeinträge ins Grundwasser.
Einen Gesamtüberblick über die Richtwertüberschreitungen bei den Schwermetallen gibt Tab.
47. Als Grundlage für Überschreitungen werden die in Österreich geltenden Richtwerte verwendet. Die meisten Überschreitungen betreffen die Elemente Arsen und Vanadium.
84
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Die Humusgehalte sind durchwegs hoch bis sehr hoch, dagegen sind die Karbonatgehalte
meist sehr niedrig. Die Kaliumversorgung der Böden ist in vielen Fällen, sowohl was die Gesamtgehalte als auch die austauschbaren Gehalte angeht, gering.
Tab. 47
Richtwertüberschreitungen in Salzburger Böden - Schwermetallgesamtgehalte
(nach: AMT DER SALZBURGER LANDESREGIERUNG, 1993)
Element
Richtwert (in ppm)
Anteil der
Proben (in %)
Pb
100
12,3
Cd
2
1,8
Cu
100
1,6
Zn
300
0,3
Ni
60
10,1
Cr
100
2,6
Co
50
0
Hg
2
0,3
As
20
51,4
V
50*
51,6
Mo
10
0,4
*
Richtwert aus Deutschland
10.4. Burgenland
Die Bodenzustandsinventur wurde im Burgenland 1992 und 1993 durchgeführt. Der Raster
der Probenahmeflächen hatte einen Abstand von 3,9 km (AMT DER BGLD. LANDESREGIERUNG, 1994).
An bodenkundlichen Parametern wurden die Korngrößenverteilung und Bodenschwere, der
pH-Wert und Karbonatgehalt, der Humus- und Gesamtstickstoffgehalt, die austauschbaren
Kationen, die Sättigung mit basischen Kationen sowie der Gehalt an wasserlöslichen Salzen
ermittelt. Die Auswertung zeigt ein deutliches Überwiegen der mittelschweren Böden mit
über 40% der Probeflächen, doch sind auch die schweren Böden mit fast 36% stark vetreten.
Etwa die Hälfte der Proben (54%) ist kalkfrei. Unter den kalkhaltigen dominieren die stark
kalkhaltigen mit etwa 30%. Der Median des pH-Wertes liegt bei 7, die Messwerte schwanken
zwischen 4 und 8. Die KAK der landwirtschaftlich genutzten Böden bewegt sich zwischen 2
und 142 mval/100g Boden, der Median liegt bei 19 mval/100 g. Im Mittel sind etwa 83% der
Austauschkapazität mit Ca, 15% mit Mg, 1,5% mit K und 0,3% mit Na abgesättigt. Der Gehalt an wasserlöslichen Salzen ist im allgemeinen gering. Der Median liegt bei 130 µS/cm, die
Werte können jedoch bis zu einem Maximum von 2000 µS/cm ansteigen.
ImVergleich zu Niederösterreich ist die Nährstoffversorgung der Böden deutlich niedriger.
Bei den Schwermetallgehalten treten Richtwertüberschreitungen durch anthropogene Belastungen nur bei As, Cd, Ni und Cu auf (Tab. 48).
85
Tab.48
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Häufigkeit der Standorte (in %) im Burgenland mit natürlichen, geogenen und anthropogen erhöhten Gehalten sowie Überschreitung der geogenen und anthropogenen Richtwerte RW anthropogen) (nach AMT DER BGLD. LANDESREGIERUNG, 1994)
Schwermetall
natürlicher
Gehalt
erhöhter Gehalt
geogen
RW-Überschreitung
geogen
erhöhter Gehalt
anthropogen
RW-Überschreitung
anthropogen
As
69,5
9,8
10,9
6,3
3,5
Hg
94,3
3,4
0,6
1,7
--
Zn
79,3
13,2
--
7,5
--
Pb
85,6
3,4
--
10,9
--
Cd
90,2
5,2
--
4,0
0,6
Co
76,4
19,0
0,6
4,0
--
Ni
80,5
10,9
6,9
1,1
0,6
Cr
82,8
10,9
2,3
4,0
--
Cu
73,6
12,6
1,1
10,9
1,7
Mo
91,4
7,5
--
1,1
--
Se
91,4
6,9
--
1,7
--
An ergänzenden bodenphysikalischen Untersuchungen wurde der Volumenanteil von 4 Porengrößenklassen untersucht. Die Mediane betragen 42% für das gesamte Porenvolumen, 4% für
weite und knapp 4% für enge Grobporen, 19% für Mittelporen und 13% für Feinporen.
86
11.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Möglichkeit zur Abschätzung der Bodenerosion durch Wind
Die „Wind Erosion Equation“ (WEQ) war das erste Modell zur Abschätzung des Bodenverlustes durch Wind (WOODRUFF und SIDDOWAY, 1965). WEQ ist ein empirisches Model
welches auf gemessen jährlichen Bodenabträgen für ein Feld in Garden City / Kansas basiert.
Mit Hilfe von verschiedenen Zuschlägen, welche je eine Gruppe von Einflussfaktoren der Bodenerosion repräsentieren, wir der Bodenverlust für ein isoliertes Feldes ermittelt. Als Ergebnis liefert WEQ die Jahressumme des Bodenabtrages, wobei Interaktion einzelner erodierender Flächen nicht berücksichtigt werden (keine Berücksichtigung von Deposition).
Die Winderosionsgleichung wird meist in der von WOODRUFF und SIDDOWAY (1965)
publizierten Form angegeben.
E = f ( I , K , C , L, V )
E........... Erosionsrate [t ha-1 a-1]
I............ Bodenerodierbarkeitsindex [t ha-1 a-1]
K........... Rauhigkeits Faktor [-]
C........... Klima Faktor [% des C-Faktors von Garden City, Kansas]
L ........... Ungeschützte Feldlänge in Richtung des vorherrschenden Windes [m]
V........... Vegetationsdecken Faktor [kg ha-1]
Die einzelnen Faktoren sind zum Teil Summenparameter für verschiedene Einflussgrößen der
Winderosion. Die genaue Definition der Faktoren und ihre Bestimmung wird im folgenden
Abschnitt erläutert.
Für den funktionalen Zusammenhang der einzelnen Faktoren der WEQ wurden Diagramme
und Tabellen zur Lösung der Gleichung entwickelt. Die Erosion kann jedoch auch mit folgender Gleichung berechnet werden (WILLIAMS et al., 1984):
E2 = I ⋅ K
E3 = I ⋅ K ⋅ C
L0 = 1,56 ⋅10 6 E 2 −1, 26 ⋅ exp(− 0,00156 ⋅ E 2)
−0 , 3829




L
L 
⋅ exp − 3,33 ⋅  
F = E 2 ⋅ 1 − 0,1218 ⋅  

L0  
 L0 



(
E 4 = F 0,3484 + E 30,3484 − E 2 0,3484
)
2 ,87
ψ 1 = 1 + 8,93 ⋅10 −5 ⋅V + 8,51 ⋅10 −9 ⋅V 2 − 1,59 ⋅10 −13 ⋅ V 3
ψ 2 = exp(− 7,59 ⋅10 − 4 ⋅ V − 4,74 ⋅10 −8 ⋅V 2 + 2,59 ⋅10 −13 ⋅V 3 )
E = ψ 1 ⋅ E 4ψ 12
Da sich die meisten Einflussgrößen der Winderosion im Verlauf eines Jahres ändern wurden
verschiedene Ansätze zur Berücksichtigung der zeitlichen Variabilität der Einflussfaktoren
entwickelt. Eine dieser Methoden ist die „WEQ Management Period Procedure“ (BONY et.
al. beschrieben in NRCS, 1999). Hierbei wird die Fruchtfolge in mehrere Zeitabschnitte unterteilt. Die Zeitabschnitte werden so gewählt, dass die Einflussgrößen innerhalb eines Zeitabschnittes als gleichbleibend (im Bezug auf ihre Wirkung auf den Bodenabtrag) angesehen
werden können. Für jeden Fruchtfolgeabschnitt werden die Einflussgrößen I, K, L, und V bestimmt und der Bodenabtrag mit dem Klimafaktor für das ganze Jahr berechnet. Der so be-
87
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
rechnete Bodenabtrag wird mit dem Anteil der erosiven Windenergie des betrachteten Zeitraum im Verhältnis zur erosiven Windenergie des gesamten Jahres gewichtet.
j
EWEi
⋅ Ei
i =1 EWE
Ei = f ( I i , K i , Li ,Vi , C )
E =∑
EWE ..... erosive Windenergie des gesamten Jahres
EWEi .... erosive Windenergie des Zeitabschnittes i
Ei .......... Bodenabtrag berechnet mit den Faktoren I, L, L und V des Zeitabschnittes i
sowie dem Klimafaktor C des gesamten Jahres.
Bodenerodierbarkeitsindex
Der Bodenerodierbarkeitsindex (I-Faktor) beschreibt den potentiellen jährlichen Abtrag (in t
ha-1 a-1) eines bestimmten Bodens unter speziellen Rahmenbedingungen welcher durch die
Bodenparameter Textur, Humus- und Kalkgehalt welche eine geringe zeitliche Variabilität
aufweisen (soil inherent properties) verursacht. Dies sind Textur, Humus- und Kalkgehalt. Die
Rahmenbedingungen sind ein großes, offenes Feld ohne Pflanzendecke und einem Klimafaktor von 100%.
Der Bodenerodierbarkeitsindex lässt sich durch Messung des Anteils an nicht erodierbaren
Aggregaten mit einem Durchmesser kleiner 0,84 mm mit Hilfe einer speziellen Siebapparatur
(rotary sieve; CHEPIL 1942) bestimmen. NRCS teilt die Böden hinsichtlich ihrer Resistenz
gegen Verwehung in Gruppen ein (Wind Erodibility Groups, USDA National Soil Survey
Handbook). Jeder Gruppe wird ein Erodierbarkeitsindex zur Berechnung des Bodenabtrages
mit Hilfe der WEQ zugewiesen. Neben der Textur der Böden wird auch noch zwischen kalkarmen und kalkreichen Böden unterschieden, da kalkreiche Böden in der Regel verwehungsgefährdeter sind. Die Grenze des Kalkgehaltes für kalkarm bzw. reich liegt bei 5%
(USDA National Soil Survey Handbook).
Die Transformation der Wind Erodibility Groups auf die Österreichische Textur ergibt die in
Tab. 49 angegebenen Bodenerodierbarkeitindizes.
Tab. 49 Zuordnung des Bodenerodierbarkeitsindex (t ha-1 a-1) zu den einzelnen Bodenklassen
Symbol
Bodenart
S
uS
lS
tS
sU
U
lU
sL
L
uL
sT
lT
T
Sand
schluffiger Sand
lehmiger Sand
toniger Sand
sandiger Schluff
Schluff
lehmiger Schluff
schluffiger Lehm
Lehm
schluffiger Ton
sandiger Ton
lehmiger Ton
Ton
kalkarm
I-Faktor
544
213
213
245
213
130
166
163
149
67
138
198
213
kalkreich
I-Faktor
544
213
213
245
213
136
213
198
193
213
138
198
213
88
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Lage der USDA Wind Erodibility Groups (WEG) im
österreichischen Texturdreieck für kalkarme Böden
100
WEG 7
90
U
Schluff ( 0,002 - 0,06 mm) %
80
WEG 6
70
sU
60
WEG 3
WEG 4
WEG 4L
50
40
uS
WEG 6
lS
30
uL
lU
sL
WEG 3
WEG 4
lT
WEG 4L
L
20
WEG 5
10
T
S
tS
sT
0
WEG 1 0
WEG 2
Abb. 18
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Ton ( < 0,002 mm ) %
Überlagerung des Österreichischen Texturdreiecks mit den „Wind Erodibility
Groups“ für kalkarme Böden.
Lage der USDA Wind Erodibility Groups (WEG) im
österreichischen Texturdreieck für kalkreiche Böden
100
WEG 7
90
U
Schluff ( 0,002 - 0,06 mm) %
80
70
sU
60
lU
50
40
WEG 3
WEG 4
WEG 4L
uS
lS
30
uL
sL
L
lT
20
10
WEG 5
T
S
tS
sT
0
WEG 1 0
WEG 2
Abb. 19
10
20
30
40
50
60
70
80
90
100
Ton ( < 0,002 mm ) %
Überlagerung des Österreichischen Texturdreiecks mit den „Wind Erodibility
Groups“ für kalkreiche Böden.
Durch kleine, nicht zu lange Geländeerhebungen wird die Windgeschwindigkeit (Komprimierung der Stromlinien) und dadurch die Bodenerosion erhöht.
89
Abb. 20
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Einfluss einer Geländeerhebung auf die Strömung (Quelle: NRCS, National Agronomy Manual, Titel 190)
Um diesem Umstand Rechnung zu tragen wird der Bodenerodierbarkeitsindex korrigiert. In
Tab. 50 sind entsprechende Korrekturwerte für den Fuß- und Kronenbereich der Bodenerhebung angegeben.
Tab. 50
Korrekturfaktoren für Bodenerhebungen
Prozent (%)
Hangneigungsänderung
in vorherrschender
Windrichtung
3
4
5
6
8
≥ 10
A
Knoll adjustment to
the “I” Factor
B
Crest Area adjustment
to the “I” Factor
1.3
1.6
1.9
2.3
3.0
3.6
1.5
1.9
2.5
3.2
4.8
6.8
Klimafaktor
Der Klimafaktor (C-Faktor) ist ein Index für die Erosivität des Klimas eines Standortes. Der
Klimafaktor gibt das Verhältnis zwischen dem Klima im Untersuchungsgebiet und dem Klima
in Garden City,Kansas an, wo die Versuchsflächen für die Entwicklung der WEQ angeordnet
waren. Der Klimafaktor berücksichtigt Windgeschwindigkeit und Bodenfeuchte an der
Oberflächen ausgedrückt durch den Thornthwaite Index:
C = 386 ⋅
u3
( PE ) 2
C........... Klimafaktor [%]
U .......... durchschnittliche, jährliche Windgeschwindigkeit [m s-1]
PE ........ Thornthwaite Index
Der Thornthwaite Index errechnet sich wie folgt:
10


Pi

PE = 3,16 ⋅ ∑ 
i =1  1,8Ti + 22 
12
Pi .......... Niederschlagsumme des Monats i [mm]
Ti .......... Mittlere Temperatur des Monats i [°C]
9
90
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
In Tab. 51 sind die Klimafaktoren für einige Stationen im Marchfeld angegeben.
Tab. 51
Klimafaktor für sechs ausgewählten Stationen im Marchfeld
Monat
PE
u
C
43,9
[m/s]
3,1
[%]
5,97
40,9
3,1
6,89
38,5
3,1
7,75
45,2
3,1
5,64
43,5
3,1
6,08
45,8
3,1
5,49
Station
Großenzersdorf
Deutsch Wagram
Gänserndorf
Marchegg
Fuchsenbigl
Obersiebenbrunn
T
N
T
N
T
N
T
N
T
N
T
N
1
-0,2
27
0,4
25
-0,3
23
0,8
28
-0,6
24
-1,8
27
2
0,2
29
0,9
25
0,4
25
1,2
31
0,2
29
-1,5
24
3
5,0
34
5,7
29
5,0
26
5,1
35
5,2
34
3,8
30
4
9,8
37
10,1
37
9,4
35
11,1
37
10,4
35
9,5
28
5
14,9
58
15,2
55
14,6
53
16,4
59
15,6
60
14,8
58
6
17,7
70
18,4
64
17,7
64
19,4
69
18,3
69
17,2
70
7
20,5
49
20,9
49
20,3
46
21,5
56
21,2
47
19,7
64
8
19,9
54
20,7
55
20,3
45
21,4
59
20,6
52
19,1
49
9
15,5
55
14,9
53
14,7
49
15,4
58
15,8
53
15,4
51
10
10,0
31
9,5
33
9,3
26
10,3
32
10,3
33
9,8
32
11
4,2
42
4,4
38
3,8
35
4,7
43
4,1
42
3,3
45
12
0,8
37
-0,1
35
-0,7
32
0,5
44
0,6
40
0,9
42
Ungeschützte Feldlänge
Die ungeschützte Feldlänge ist die Länge des Felder in Richtung des vorherrschenden, erosiven Windes abzüglich der Distanz welche durch Schutzmaßnahmen vor der erosiven Wirkung
des Windes abgeschirmt ist. In den Abb. bis Abb. sind einige Beispiele für die Ermittlung der
ungeschützten Feldlänge bei verschiedene Schutzmaßnahmen dargestellt.
Abb. 21
Bestimmung der ungeschützten Feldlänge (Quelle: NRCS, National Agronomy
Manual, Titel 190)
91
Abb. 22
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Ermittlung der ungeschützten Feldlänge bei verschiedenen Schutzmaßnahmen
(Quelle: NRCS, National Agronomy Manual, Titel 190)
Liegen keine genauen Untersuchungen über die Schutzwirkung von Bodenschutzanlagen vor,
so kann für Laubgehölz ein Bereich im Lee von 10 bis 15 mal der Höhe der Hecke als geschützt vor Bodenerosion angenommen werden.
Rauhigkeitsfaktor
Durch Rauhigkeitselemente auf der Bodenoberfläche wird einerseits Windenergie abgebaut,
und andererseits werden bereits erodierte Bodenpartikel wieder gefangen. Der Rauhigkeitsfaktor beschreibt diesen Einfluss der Oberflächenrauhigkeit des Boden auf den Bodenabtrag.
Es wird zwischen gerichteten (Furchen / Dämme) und zufällig verteilten Rauhigkeitselementen unterschieden. Die gerichtete Rauhigkeit wird durch Abstand und Höhe der Dämme, die
zufällige durch die sogenannte „Random Roughness“ (ALLMARAS et al., 1966) beschrieben.
Von WOODRUFF und SIDDOWAY (1965) wurden Diagramme zur Ermittlung des Rauhigkeitsfaktors angegeben.
92
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Angle of wind deviation = 0 deg
Note: Erosive wind energy 60% parallel and 40% perpendicular to prevailing erosive wind.
Krd - Ridge Roughness Factor
1.00
0.90
0.80
I = 310
0.70
I = 250
0.60
0.50
I = 220
0.40
I = 180
0.30
I = 134
0.20
I < 134
0.10
0.00
0
2
4
6
8
10
Kr - Roughness Height (inches)
Abb. 23
12
Kr=4(hxh)/s
h=ridge height in inches
s=ridge spacing in inches
Diagramme zur Ermittlung des Rauhigkeitsfaktors für gerichtete Rauhigkeitselemente für einen Winkel von 0° zwischen erosiver Hauptwindrichtung und Ausrichtung der Reihen (Quelle: NRCS, National Agronomy Manual, Titel 190)
Angle of wind deviation = 90 deg
1.00
Note: Erosive wind energy 60% parallel and 40% perpendicular to prevailing erosive wind.
Krd - Ridge Roughness Factor
0.90
0.80
I = 310
0.70
I = 250
0.60
0.50
I = 220
0.40
I = 180
0.30
I = 134
0.20
I < 134
0.10
0.00
0
2
4
6
8
Kr - Roughness Height (inches)
Abb. 24
10
12
Kr=4(hxh)/s
h=ridge height in inches
s=ridge spacing in inches
Diagramme zur Ermittlung des Rauhigkeitsfaktors für gerichtete Rauhigkeitselemente für einen Winkel von 90° zwischen erosiver Hauptwindrichtung und Ausrichtung der Reihen (Quelle: NRCS, National Agronomy Manual, Titel 190)
93
Abb. 25
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Diagramm zur Ermittlung des Rauhigkeitsfaktors für zufällig verteilte Rauhigkeitselemente (Quelle: NRCS, National Agronomy Manual, Titel 190)
Die Abhängigkeit des Rauhigkeitsfaktors vom Erodierbarkeitsindex trägt dem Umstand
Rechnung, dass bei stärker erodierbaren Böden die Rauhigkeitselemente schneller abgetragen
werdenund so die Schutzwirkung reduziert wird.
Die Rauhigkeitsfaktoren für orientierte und zufällig verteilte Rauhigkeitselemente werden zuerst getrennt ermittelt. Danach wird durch Multiplikation ein gemeinsamer Rauhigkeitsfaktor
berechnet.
Vegetationsfaktor
Der Vegetationsfaktor berücksichtigt den Einfluss der lebenden und toten Biomasse (Ernterückstände) auf den Bodenabtrag. Durch Biomasse wird ein Teil der Windenergie abgebaut
bzw. der Luftstrom von der Bodenoberfläche abgehoben und so der Boden vor Erosion geschützt. Die Wirksamkeit der Biomasse ist von deren Struktur und Verteilung abhängig. So
sind beispielsweise Blätter weniger effektiv als Stengel da sie sich mit dem Luftstrom ausrichten. Aufrecht stehende Ernterückstände sind ein wirksamerer Schutz als liegende Rückstände. Weiters ist die räumliche Verteilung der Biomasse wichtig. Es ist leicht einsichtig,
dass Stoppel einer Maiskultur bei gleicher Biomasse weniger zum Abbau der Windenergie
beitragen als Ernterückstände von Getreide.
Um diese Einflüsse zu berücksichtigen wurde von WOODRUFF und SIDDOWAY (1965) der
Bodenabtrag auf sogenannte „Small-grain equivalent“ bezogen. Das „Small-grain equivalent“
der Biomasse auf dem Feld wird aus dem Trockengewicht der Biomasse und zwei Konstanten
welche die Frucht beschreiben berechnet.
( SG ) e = a ⋅ X b
(SG)e..... Small-grain equivalent [kg ha-1 Trockengewicht]
X .......... Biomasse [kg ha-1 Trockengewicht]
a, b ....... kulturpezifische Konstanten
94
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
In verschiedenen Literaturquellen sind Angaben über die Konstanten a und b zu finden. Tabelle 52 gibt einen Überblick über jene Konstanten.
Tab. 52
Konstanten für die Abschätzung des „Small-grain equivalent“
Frucht
Stoppel Winterweizen
Stoppel Winterweizen
Stoppel Raps
Stoppel Raps
Stoppel Sonnenblume
Stoppel Sonnenblume
Sojabohnen
Stoppel Mais
Mais
Mais
Sojabohne
Sojabohne
Gras nicht beweidet
Gras beweidet
Gras überweidet
Stoppel Durchschnitt
Zustand
Aufrecht
Liegend
Aufrecht
Liegend
Aufrecht
Liegend
Liegend
Aufrecht
Aufrecht
Aufrecht
Aufrecht
Aufrecht
30 cm
5 cm
2,5 cm
-
Ausrichtung
Normal
Normal
Normal
Normal
Normal
Parallel
Normal
Parallel
Normal
a
4,306
7,279
0,103
0,064
0,021
0,011
0,167
0,229
11,171
10,584
19,224
8,525
0,60
1,60
3,06
8,9
b
0,970
0,782
1,400
1,294
1,342
1,368
1,173
1,135
0,788
0,830
0,813
0,772
1,39
1,08
1,14
0,9
Quelle
Lyles, Allison 1981
Lyles, Allison 1981
Lyles, Allison 1981
Lyles, Allison 1981
Lyles, Allison 1981
Lyles, Allison 1981
Lyles, Allison 1981
Lyles, Allison 1981
Armbrust, Lyles 1985
Armbrust, Lyles 1985
Armbrust, Lyles 1985
Armbrust, Lyles 1985
Lyles, Allison 1980
Lyles, Allison 1980
Lyles, Allison 1980
Lyles, Allison 1981
Lyles L. und Allison B.E. 1980 zitiert in SKIDMORE E.L. 1994
Lyles L. und Allison B.E. 1981 zitiert in SKIDMORE E.L. 1994
Der Zusammenhang zwischen dem Vegetationsfaktor und dem „Small-grain equivalent“
wurde von WOODRUFF und SIDDOWAY (1965) durch ein Diagramm beschrieben. Von
WILLIAMS et. al. (1984) wurde die Funktion definiert, welche diesen Zusammenhang angibt.
V = 0,2533( SG ) e
1, 363
Zur Abschätzung der Biomasse am Feld stehen verschiedene Methoden zur Verfügung. Neben
Messungen und Simulationsmodellen ist auch der Vergleich mit Beispielsfotos möglich.
95
12.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Abschätzung des Filter- und Puffervermögens von Böden gegenüber verschiedenen Schadstoffen
Zur Beurteilung der Gefährdung von Bodenfunktionen ist ausser der Ermittlung der Schadstoffakkumulation auch deren Verfügbarkeit und Verlagerbarkeit maßgeblich. Inwieweit
Schadstoffe verlagert werden hängt sowohl von Bodeneigenschaften als auch von anderen
Faktoren wie etwa der klimatischen Wasserbilanz ab. Aus dem Zusammenwirken dieser Faktoren ergibt sich die Filterwirkung des Bodens.
12.1. Abschätzung des mechanischen Filtervermögens
Die Fähigkeit eines Bodens, eine Suspension mechanisch zu klären, hängt vor allem von der
Wasserdurchlässigkeit und der Porenverteilung, insbesondere dem Grobporenanteil ab. Als
günstig ist ein hoher Porenanteil mit Durchmessern zwischen 1 und 100 µm anzusehen.
Eine Einstufung der mechanischen Filtereigenschaften eines Bodens ist aufgrund der Bodenart
und seiner Lagerungsdichte möglich (Tab.53).
Tab. 53
Einstufung der mechanischen Filtereigenschaften von Böden in Abhängigkeit der
Bodenart und Lagerungsdichte (verändert nach AG BODENKUNDE, 1982; BLUM
et al., 1996)
Bodenart und Rohdichte trocken
Tone mit ρd über 1,4 g.cm-3
Kies, klüftiges Felsgestein, Bruchwaldtorf
Tone mit ρd unter 1,4 g.cm-3
Schluffe und Lehme mit ρd über 1,4 g.cm-3
schwach zersetzte Torfe ohne Bruchwaldtorf
Grobsand
Mittelsand, Feinsand
lehmige, schluffige und tonige Sande
Schluffe und Lehme mit Tone mit ρd unter 1,4 g.cm-3
stark zersetzte Torfe ohne Bruchwaldtorf
Mechanische Filterwirkung
gering
mittel
hoch
96
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
12.2. Abschätzung des physiko-chemischen Filtervermögens eines Bodens
Die Fähigkeit eines Bodens, gelöste Stoffe aus der Bodenlösung zu adsorbieren, hängt vor allem von der Oberflächenaktivität seiner Bodenteilchen ab. Als Grundlage für die Einstufung
kann die Kationenaustauschkapazität (KAK) dienen. In Tab. 54 ist die Austauschkapazität
und Werte der spezifischen Oberfläche für die wesentlichen Tonmineralarten angegeben.
Tab. 54
Austauschkapazität und spezifische Oberfläche von Tonmineralen
Tonmineral
Austauschkapazität
(mval/100g)
spezifische Oberfläche
m2.g-1
Kaolinite
3 - 15
30
Smectite
80 - 120
800
Vermiculite
100 - 200
750
Illite
20 - 50
100
Chlorite
10 - 40
Allophane
bis 100
450
Zur Abschätzung der KAK ohne Kenntnis der Art der Tonminerale kann ein Mittelwert von
50 mval/100 g angesetzt werden (SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL, 1989). Die Austauschkapazität der organischen Substanz von Böden ist sehr unterschiedlich. Als Mittelwert
terrestrischer Böden kann man etwa 200 mval/100 g zugrundelegen. Bei Kenntnis des Tonanteiles und des Humusgehaltes lässt sich die Kationenaustauschkapazität eines Bodens überschlägig mit folgender Formel berechnen:
KAK (mval/100g Boden) = 0,5 . Tongehalt (%) + 2,0 . Humusgehalt (%)
Die physiko-chemische Filterwirkung kann nach der in Tab. 55 angegebenen Einstufung abgeschätzt werden.
Tab. 55
Einstufung der physiko-chemischen Filtereigenschaften von Böden in Abhängigkeit
der KAK (aus: BLUM et al., 1996; modifiziert nach AG BODENKUNDE, 1982)
Kationenaustauschkapazität
(mval 100 g-1 Feinboden)
physiko-chemische Filterwirkung
<5
sehr gering
5 - 10
gering
10 - 20
mittel
20 - 30
hoch
> 30
sehr hoch
97
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
12.3. Abschätzung des Nitrataustrages aus einem Boden ins Grundwasser
Für die Bestimmung des standortabhängigen Verlagerungspotentials von Nitrat stehen - je
nach Fragestellung - zwei Ansätze zur Verfügung (GÄTH und WOHLRAB, 1988 f):
− Mit der Berechnung der Austauschhäufigkeit kann abgeschätzt werden, wie groß das Risiko ist, dass Nitrat innerhalb eines Betrachtungszeitraumes aus dem durchwurzelten Bodenraum ausgewaschen wird.
− Im Gegensatz dazu beschreibt die Verlagerungsgeschwindigkeit, wie schnell das Sickerwasser und darin gelöstes Nitrat unterhalb des effektiven Wurzelraumes in Richtung
Grundwasser transportiert wird.
Austauschhäufigkeit des Bodenwassers bei Feldkapazität
Die Austauschhäufigkeit ns als Kenngröße beschreibt, wie oft innerhalb eines Jahres das Bodenwasser im effektiven Wurzelraum durch Versickerung ausgetauscht und dadurch Nitrat
aus dem Wurzelraum ausgewaschen wird. Eine geringe Austauschhäufigkeit ns bedeutet somit
ein hohes Rückhaltevermögen für Nitrat im Wurzelraum und ein geringes Gefährdungsrisiko:
ns = As / FK
wobei As die jährliche Sickerwasserrate in mm.a-1 und FK die Feldkapazität in mm bedeuten.
Die jährliche Sickerwasserrate As lässt sich aus der Differenz zwischen Niederschlagsmenge
und potentieller Evapotranpiration, der klimatischen Wasserbilanz KW, abschätzen. Da die
potentielle Verdunstung in der Regel höher ist als die aktuelle wird bei diesem Verfahren die
Sickerwassermenge unterbewertet.
Ein anderes Verfahren zur Bestimmung der jährlichen Sickerwasserrate As (mm.a-1) stellen
die von RENGER et al. (1989) entwickelten Schätzfunktionen dar. Unter Berücksichtigung
des pflanzenverfügbaren Bodenwasservorrates (nFK; Wpfl), aus der Niederschlagsmenge im
hydrologischen Winterhalbjahr (1. Oktober - 31. März; Nw) und im Sommerhalbjahr (1. April
bis 30. September; Ns) und der potentiellen Evapotranpiration (ETp) kann die Sickerwasserrate As pro Jahr für Ackernutzung (Getreide), Grünland und Nadelwald abgeschätzt werden:
Ackerland:
As = 0,92 . Nw + 0,61 . Ns - 153 (log Wpfl) - 0,12 . ETp + 109
Grünland:
As = 0,90 . Nw + 0,52 . Ns - 286 (log Wpfl) - 0,10 . ETp + 330
Nadelwald:
As = 0,71 . Nw + 0,67 . Ns - 166 (log Wpfl) - 0,19 . ETp + 127.
Verlagerungsgeschwindigkeit und Verweilzeit
Die mittlere Verlagerungsgeschwindigkeit des Sickerwassers (Vs in dm.a-1) unterhalb der effektiven Wurzelzone ist der Quotient aus Sickerwasserrate As und dem mittleren Wasseranteil. Für den Wasseranteil unterhalb der durchwurzelten Bodenzone kann sinnvollerweise die
Feldkapazität (FK) eingesetzt werden (GÄTH und WOHLRAB, 1988):
Vs = As / mittlerer Wasseranteil
mit
Vs ..............Verlagerungsgeschwindigkeit des Sickerwassers (in dm.a-1)
As ..............Sickerwasserrate (in mm.a-1)
Die Berechnung des mittleren Wasseranteiles sollte für die gesamte ungesättigte Zone schichtweise vorgenommen werden. Der berechnete Quotient beschreibt allein den Massenschwerpunkt der Verlagerungsfront. Der durch hydrodynamische Dispersion verursachte voraus-
98
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
oder nacheilende Stofffluss wird mit dieser Abschätzung nicht berücksichtigt. Bevorzugte
Fließwege (Makroporen) können die Verlagerungsgeschwindigkeit wesentlich beeinflussen.
Bei Kenntnis der Mächtigkeit der ungesättigten Zone (Zs) und unter Berücksichtigung der Bodenschichtung kann aus der mittleren Verlagerungsgeschwindigkeit Vs die durchschnittliche
Verweilzeit ts des Sickerwassers in der ungesättigten Zone abgeschätzt werden:
ts = Zs / Vs
mit
ts ................Verweilzeit des Sickerwassers (in Jahren)
Zs ...............Mächtigkeit der ungesättigten Zone (in dm)
Vs ..............Verlagerungsgeschindigkeit des Sickerwassers (in dm.a-1)
Bewertung der Austauschhäufigkeit und der Verlagerungsgeschwindigkeit
Aufgrund der berechneten Werte für Austauschhäufigkeit und mittlerer Verlagerungsgeschwindigkeit kann das standörtliche Verlagerungsrisiko von Nitrat nach Tab. 56 abgeschätzt
werden.
Tab. 56
Bewertung von Austauschhäufigkeit und Verlagerungssgeschwindigkeit
Bewertung
Austauschhäufigkeit
(1.a-1)
mittlere Verlagerungsgeschwindigkeit
(dm.a-1)
sehr gering
< 0,7
<5
gering
0,7 - 1,0
5 - 10
mittel
1,0 - 1,5
10 - 15
groß
1,5 - 2,5
15 - 20
sehr groß
> 2,5
>20
99
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
12.4. Abschätzung des Filtervermögens eines Bodens für Schwermetalle
Das Filtervermögen eines Bodens für Schwermetalle ist ausser von der Mobilität des
betreffenden Schwermetalles vor allem von folgenden Bodeneigenschaften abhängig:
−
−
−
−
−
Bodenacidität
Humusgehalt
Bodenart
Sesquioxide
Vorbelastung mit Schwermetallen.
Gelöste Metalle werden mit dem Sickerwasser im Boden verlagert und können dann ins
Grundwasser oder in Oberflächengewässer gelangen. Die Rückhaltung wird von den Bindungsmöglichkeiten zwischen Bodenoberfläche und Grundwasserspiegel und damit auch von
der Filterstrecke bestimmt. Ausserdem hängt eine Grundwassergefährdung auch von der Sikkerwasserrate ab. Diese wird von der Höhe der Niederschläge und der Verdunstung bzw. von
der klimatischen Wasserbilanz bestimmt. Die Reliefposition ist ebenfalls von Einfluss. Da bei
längerer Verweildauer des Sickerwassers im Boden die Verdunstung steigen kann, beeinflusst
auch die Wasserdurchlässigkeit eines Bodens die Kontamination des Grundwassers durch
Schwermetalle.
12.4.1. Einschätzung der relativen Bindungsstärke von Schwermetallen im Oberboden
(0-30 cm)
Der Ausgangswert der Bindungsstärke im Oberboden (0-30 cm) in Abhängigkeit vom pHWert kann Tab. 51 entnommen werden, wobei als Ausgangsbodenart Sand mit einem Tongehalt < 5% und einem Humusgehalt < 2% festgelegt wurde.
In den nachfolgenden Tabellen bedeuten die Wertungen:
1 = sehr gering, 2 = gering, 3 = mittel, 4 = stark, 5 = sehr stark
Tab. 57
Einfluss der Bodenacidität auf die relative Bindungsstärke von Metallen bei sandigen Böden (S, uS) mit geringem Humusgehalt (< 2%) (nach DVWK, 1988)
Metall
Relative Bindungsstärke bei pH
2,5
3
3,5
4
4,5
5
5,5
6
6,5
7-8
Cd
0
0-1
1
1-2
2
3
3-4
4
4-5
5
Mn
0
1
1-2
2
3
3-4
4
4-5
5
5
Ni
0
1
1-2
2
3
3-4
4
4-5
5
5
Co
0
1
1-2
2
3
3-4
4
4-5
5
5
Zn
0
1
1-2
2
3
3-4
4
4-5
5
5
Al
1
1-2
2
3
4
4-5
5
5
5
5
Cu
1
1-2
2
3
4
4-5
5
5
5
5
Cr-III
1
1-2
2
3
4
4-5
5
5
5
5
Pb
1
2
3
4
5
5
5
5
5
5
Hg
1
2
3
4
5
5
5
5
5
5
Fe-III
1-2
2-3
3-4
5
5
5
5
5
5
5
100
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Die so ermittelten Grundwerte für humusarme Böden werden mit Hilfe der anschließenden
Tabellen durch Zuschläge an die aktuellen Bodeneigenschaften angepasst. Tab. 58 kann man
die substratbedingte Bindungsstärke verschiedener Metalle durch Humus, Tonminerale und
Sesquioxide (Oxide und Hydroxide des Fe, Mn und Al) zu entnehmen. Sie dient als Grundlage für einen Teil der folgenden Tabellen.
Tab. 58
Relative Bindungsstärke für Metallionen in Abhängigkeit von Bodenbestandteilen
bei gegebenem Grenz-pH (nach DVWK, 1988)
Metall
Grenz-pH
substratbedingte Bindungsstärke unterhalb Grenz-pH durch
Humus
Ton
Sesquioxide
Cd
6
4
2
3
Mn
5,5
2
3
3
Ni
5,5
3-4
2
3
Co
5,5
3
2
3
Zn
5,5
2
3
3
Al
5,5
5
4
4
Cu
4,5
5
3
4
Cr-III
4,5
5
4
5
Pb
4
5
4
5
Hg
4
5
4
5
Fe-III
3,5
5
5
Der Einfluss höherer Humus- und Tongehalte ist durch Zuschläge nach Tab. 59 und 60 zu berücksichtigen. Bei Vorherrschen kaolinitischer Tonminerale ist der Zuschlag nach Tab. 59 um
eine halbe Einheit zu verringern.
Tab. 59
Zuschläge zur Berücksichtigung des Humusgehaltes (0-30 cm) auf die Metallbindung zu den nach Tab. 57 ermittelten Werten
Humusgehalt
Bindungsstärke des Humus nach Tab. 52
(%)
2
3
3-4
4
5
<2
0
0
0
0
0
2-8
0
0-1
0-1
0-1
1
8 - 15
0-1
0-1
1
1
1-2
> 15
0-1
1
1
1-2
2
101
Tab. 60
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Zuschläge zur Berücksichtigung des Einflusses des Tongehaltes bzw. der Bodenart
(0-30 cm) auf die Metallbindung zu den nach Tab. 52 ermittelten Werten (nach
DVWK, 1988)
Tongehalt
Bodenart
Bindungsstärke des Tones nach Tab. 52
(%)
(nach ÖNORM)
2
3
4
5
<5
S, uS
0
0
0
0
5 - 15
lS, sU, U
0
0
0-1
0-1
15 - 25
tS, sL, lU
0
0-1
0-1
1
25 - 50
sT, L, uL, lT
0
0-1
1
1-2
> 50
T
0
1
1-2
2
Je 25% Kies bzw. Steine ist der Zuschlag um 0,5 zu erniedrigen.
Der Einfluss normaler Sesquioxidgehalte wurde über den Tongehalt bereits berücksichtigt, da
in der Regel die Sesquioxidgehalte mit dem Tongehalt korrelieren. Höhere Eisenoxidgehalte
lassen sich aus intensiver Braun- bzw. Rotfärbung prognostizieren. In diesem Fall ergeben
sich Zuschläge nach Tab. 61. Dazu wird eine Mischprobe angefeuchtet, durch Verreiben homogenisiert und daraufhin die Farbe bestimmt.
Tab. 61
Zuschläge zur Berücksichtigung des Einflusses höherer Eisengehalte auf die Metallbindung zu den nach Tab. 57 ermittelten Werten (nach DVWK, 1988)
SesquioxidEinfluss
Einfluss höherer Eisenoxidgehalte bei Hue ≤ 7,5 YR u. Chroma:
Value
nach Tab. 52
0-1
1-1,5
> 1,5
3
0
0-1
1
4
0
1
1-2
5
0
1-2
2
Liegt die Summe der Werte nach den Tab. 57-61 über 5, so gilt der Wert 5.
Bei Auftreten von Sulfiden (erkennbar z.B. an schwarzen Reduktionsfarben und H2S-Geruch)
weisen alle Elemente die sehr hohe, substratbedingte Bindungsstärke 5 auf. Bei Rostfleckigkeit und gleichzeitig häufiger Vernässung mit zeitweiligen Reduktionserscheinungen z.B. in
Gleyen bei hohen Grundwasserständen und stark vernässten Pseudogleyen tritt zeitweilig eine
höhere Mobilität von Fe und vor allem von Mn auf. Dabei ist auch mit einer höheren Mobilität von Schwermetallen, die durch Fe/Mn-Oxide gebunden sind, zu rechnen. Bei Pseudogleyen und Gleyen mit langer Nassphase ist daher der Zuschlag nach Tab. 61 um 1 zu vermindern, bei Nass- und Stagnogleyen entfällt er ganz (BLUM et al., 1996).
Je geringer die ermittelte Bindungsstärke ist, desto empfindlicher reagiert ein Boden auf Metallbelastung und desto leichter können Metalle in Nutzpflanzen angereichert werden. Schädigungen der Bodenorganismen und des Wurzelwachstums können auftreten.
102
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Die Bewertung der Filterwirksamkeit nach Tab. 57 bis 61 gilt nur für Böden mit geringer Vorbelastung. Ist ein Boden bereits stärker vorbelastet, ist seine Bindungkapazität in der Regel
beträchtlich niedriger.
12.4.2. Einschätzung der Gefährdung des Grundwassers
Bei der Abschätzung der Grundwassergefährdung durch Schwermetalle werden neben der Gesamtbindung in den oberen 30 cm Bodentiefe auch die Eigenschaften von Ober- und Unterboden (bis zum mittleren Grundwasser-Hochstand) sowie die Sickerraten (ausgedrückt durch die
klimatische Wasserbilanz) berücksichtigt.
Zur Ermittlung der relativen Bindungsstärke des grundwasserfreien Bodenraumes werden
nach Tab. 57 die maximalen Werte angenommen. Der Zuschlag aufgrund des Humusgehaltes
im Oberboden nach Tab. 59 wird um bis zu 1 erhöht, wenn auch der Unterboden über 2%
Humus enthält. Der Zuschlag aufgrund der Bodenart nach Tab. 60 wird entsprechend Tab. 62
um bis zu 1 erhöht, wenn auch der Unterboden höhere Tongehalte aufweist.
Tab. 62
Zuschläge zur Berücksichtigung des Humusgehaltes und der Bodenart des Unterbodens auf die Metallbindung zu den nach Tab. 51 ermittelten Werten (nach DVWK,
1988)
Unterbodeneigenschaft
Zuschlag
Humusgehalt > 2%
bis zu 1
lU, sL, L, T
bis zu 1
Erhöhte Eisenoxidgehalte des Ober- und Unterbodens erfordern Zuschläge nach Tab. 61. Bei
stark quellenden und schrumpfenden Böden (Spaltenbreite in 50 cm Tiefe zeitweilig > 1 cm)
ist der Zuschlag nach Tab. 60 und 62 um eine Stufe niedriger anzusetzen, als sich aus der Bodenart ergeben würde. Dadurch wird der Einfluss rascher Versickerung kontaminierten Wassers in Schrumpfrissen berücksichtigt.
Der Einfluss der klimatischen Wasserbilanz auf die Bindungsstärke im grundwasserfreien Bodenraum ergibt sich aus Tab. 63. Der Wert der klimatischen Wasserbilanz gilt für Grünland.
Bei Wald kann sie um 50 mm niedriger, bei Ackernutzung um 50 bis 100 mm höher angenommen werden (DVWK, 1988).
Tab. 63
Einfluss der klimatischen Wasserbilanz (KW) auf die Bindungsstärke von Schwermetallionen im Boden (nach DVWK, 1988)
KW
Bindungsstärke nach Tab. 57 - 61
mm/a
0
1
2
3
4
5
0-100
0-1
2
3-4
4-5
5
5
100-200
0
1-2
3
4
4-5
5
200-400
0
1-2
2-3
3-4
4-5
5
> 400
0
1
2
3
4
5
Die Gefährdung von Grundwasser und Oberflächenwasser durch Schwermetalle hängt sowohl
von der relativen Bindungsstärke im gesamten grundwasserfreien Raum als auch von der
103
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Länge der Filterstrecke über dem mittleren Grundwasserhochstand ab. In Tab. 64 ist der
Einfluss der Bindungsstärke und der Grundwasserstufe auf die Grundwassergefährdung
angegeben.
Tab. 64
Einfluss der Schwermetall-Bindungsstärke im grundwasserfreien Bodenraum nach
Tab. 57 und des Grundwasserstandes auf die Grundwassergefährdung (nach
DVWK, 1988)
Bindungs-
GW-Stufen (Flurabstand)
stärke nach
Tab. 57
1
2
3
4
5
6
>2m
0-1
5
5
5
5
5
5
5-4
2
5
5
4
4
4
4
3
3
5
5
4
3
3
3
2
4
5
5
4
3
3
2
1
5
5
5
3
2
2
1
1
Nach Ermittlung der Bindungsstärke sowie Einschätzung der Grundwassergefährdung durch
Schwermetalle kann anhand Tab. 65 eine Einstufung des potentiellen Filtervermögens sowie
der Grundwassergefährdung erfolgen.
Tab. 65
Einstufung des potentiellen Schwermetallfiltervermögens von Oberböden sowie der
Grundwassergefährdung durch Schwermetalle (DVWK, 1988; BLUM et al., 1996)
Filtervermögen
Grundwassergefährdung
Einstufung des Bindungsvermögens
nach Tab. 56-61
Beurteilung
Einstufung der
Grundwassergefährdung nach Tab. 56-64
Beurteilung
1
sehr gering
5
sehr stark
2
gering
4
stark
3
mittel
3
mittel
4
hoch
2
gering
5
sehr hoch
1
sehr gering.
104
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
12.5. Abschätzung des Filtervermögens eines Bodens für Pflanzenbehandlungsmittel
Die Grundlage für die Abschätzung des Verhaltens von Pflanzenschutzmitteln in Böden bilden die Löslichkeit und die Flüchtigkeit der Chemikalien, sowie die mittlere Bindungsstärke
durch Humus und Ton, bzw. die mittlere mikrobielle Abbaubarkeit in Abhängigkeit von Acidität (pH-Wert) und Redox-Potential (Tab. 77).
Prognose der Bindung
In Abhängigkeit von den physikalisch-chemischen und strukturellen Eigenschaften der Chemikalie kann die Bindung zum Teil mehr durch Tonminerale oder mehr durch Eisenoxide
(und Al-Oxide) erfolgen. In vielen Böden besteht aber eine enge Beziehung zwischen dem
Tonmineral- und dem Eisenoxidgehalt, sodass dann die Bindung durch Fe-Oxide über die
Bodenart mitberücksichtigt wird. Die Bindungsstärke des Stoffes ergibt sich nach Tab. 60 für
Ton aus der Bodenart und nach Tab. 67 für Humus aus dem mittleren Humusgehalt des Oberbodens (0-30 cm).
Tab. 66 Bindungsstufe organischer Wirkstoffe in Oberböden (0-30 cm) aufgrund des Einflusses der Bodenart (nach BLUME, 1992)
Bodenart
Bindungsstärke durch Ton nach Tab. 77
1
2
3
4
5
S, uS
0
0-1
1
1-2
2
lS, sU, U
0-1
1
1-2
2
3
tS, sL, lU
0-1
1
2
3
4
sT, L, uL, lT
1
1-2
2-3
3-4
4-5
T
1
2
3
4
5
Tab. 67
Bindungsstufe organischer Wirkstoffe in Oberböden (0-30 cm) aufgrund des Einflusses des Humusgehaltes (nach BLUME, 1992)
Humusgehalt
Bindungsstärke durch Humus nach Tab. 71
(%)
1
2
3
4
5
0-1
0
0
1
1-2
2
1-2
0
0-1
1-2
2
3
2-4
0-1
1
2
2-3
3-4
4-8
0-1
1
2
3
4
8 - 15
0-1
1-2
2-3
3-4
4-5
> 15
1
2
3
4
5
Bei verminderter oder verstärkter Bindung infolge niedrigen oder hohen pH-Wertes ist bei der
Bindungsstärke durch Humus und der durch Ton jeweils ein Abzug bzw. Zuschlag nach Tab.
68 vorzunehmen. Die Gesamtbindung wird durch die Summe der humus- und tonbedingten
Bindungsstufen - korrigiert um den jeweiligen pH-Einfluss - charakterisiert, wobei im Höchstfall die Stufe 5 anzusetzen ist.
105
Tab. 68
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Zu- bzw. Abschläge zur Berücksichtigung des pH-Einflusses auf die Bindungsstufe
organischer Wirkstoffe in Böden (nach BLUME, 1992)
pH (CaCl2)
pH-Einfluss
nach Tab. 77
> 6,5
6,5 - 5,5
5,5 - 4
<4
+
+0,5
0
-0,5
-1
-
-0,5
0
+0,5
+1
Prognose von Abbau und Verflüchtigung
Die Intensität des Abbaues hängt sehr wesentlich von der Temperatur ab. Der während der
Vegetationsperiode (April bis September) zu erwartende Abbau der Chemikalie wird aus der
Mitteltemperatur des Sommerhalbjahres abgeleitet (Tab. 69). Bei Kontamination zwischen
Oktober und März wird die mittlere Jahrestemperatur herangezogen, da der Abbau meist bis
ins nächste Frühjahr dauert.
Tab. 69 Eliminierungsstufe organischer Wirkstoffe in Böden aufgrund des Einflusses der
mittleren Lufttemperatur (nach BLUME, 1992)
Abbaustufe
(aerob)
mittlere Temperatur während VP
(°C)
mittlere Jahrestemperatur
(°C)
nach Tab. 77
6 - 11
11 - 16
16 - 21
3-6
6-9
9 - 12
1
0-1
1
1-2
0
0-1
0-1
2
1-2
2
2-3
0-1
1
1-2
3
2-3
3
3-4
1-2
2
2-3
4
3-4
4
4-5
2-3
3
3-4
5
4
4-5
5
3
3-4
4
Wasser-, Luft- und/oder Nährstoffmangel erschweren den Abbau. In diesem Fall sind Abschläge um maximal 1 nach Tab. 70 vorzunehmen. Wasser- bzw. Luftmangel sind dabei aus
standortkundlicher Feuchtestufe und Nährstoffmangel aus dem S-Wert, der sich aus der Kationenaustauschkapazität (KAK) und dem pH-Wert (Tab. 71) ergibt:
S-Wert (Mol/m²) = KAK (mmol/kg) x pH Faktor
Bei Wirkstoffen, die unter anaeroben Bedingungen besser abgebaut werden als unter aeroben
Bedingungen, erfolgt bei Luftarmut (DL 1-3) kein Abschlag, sondern ein Zuschlag. Wurde
eine hohe, den Abbau hemmende Bindungsstärke nach Tab. 66-67 prognostiziert, erfolgt ein
Abzug nach Tab. 72. Dieser Abschlag ist bei biologisch sehr aktiven Tschernosemen und
Seemarschen geringer als bei anderen Böden. Der Einfluss der Flüchtigkeit auf die Gesamteliminierung wird durch einen Zuschlag nach Tab. 72 berücksichtigt. Die Höchstufe der prognostizierten Eliminierung beträgt 5.
106
Tab. 70
Abschläge von der Eliminierungsstufe (lt. Tab. 69) zur Berücksichtigung ungünstiger Wasser, Luft- und Nährstoffverhältnisse im Boden (0-30 cm)
Wasserverhältnisse
bei standortlicher Feuchtestufe FS
Abschlag von
01, 11
1
Luftverhältnisse
bei Nässestufe
und Abbaustufe
aerob > anaerob Abschlag von
aerob = anaerob Abschlag von
aerob < anaerob Zuschlag von
0
Nährstoffverhältnisse
bei Agrarnutzung S-Wert in Molc/m²
bei Forstnutzung Humusform
Abschlag von
Tab. 71
02, 12, 21, 31, 41
0,5
1
2
übrige
0
3
4 - 6
0
0
0
0,5
0
0,5
1
0
1
<4
Rohhumus
1
4 - 12
Moder
0,5
> 12
Mull
0
pH abhängigger Faktor zur Berechnung des S-Wertes
pH (CaCl2)
Faktor
Tab. 72
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
3
3,5
4
4,5
5
5,5
6
6,5
7
7,5
0,02
0,1
0,2
0,3
0,45
0,6
0,75
0,9
0,95
1
Berücksichtigung des Einflusses starker Bindung und möglicher Verflüchtigung auf
Abbau und Eliminierung in Böden
Bindungsstufe
1 und 2
3
4 und 5
biologisch aktive Böden (z.B. Kalkmarschen,
Tschernoseme
0
0
-0,5
übrige Böden
0
-0,5
-1
Verflüchtigung
1
2
3
4
Temperatur > 10 °C oder langes
Verweilen auf Bodenoberfläche
0
1
1,5
2
Temperatur < 10 °C oder kurzes
Verweilen auf Bodenoberfläche
0
0
1
1,5
Prognose von Auswaschung und Grundwasserbeeinträchtigung
Bei der Abschätzung von Verlagerung und Grundwasserbeeinträchtigung sind neben der Bindung und Eliminierung im Oberboden auch die Vorgänge im Unterboden, die Sickerwasserraten und der Grundwasserstand zu berücksichtigen.
Die Verweildauer der Chemikalie im grundwasserfreien Bodenraum wird aus dem Mittel von
Bindung und Eliminierung sowie der klimatischen Wasserbilanz abgeleitet (Tab. 73). Dabei
ist die Bindung um bis zu 1 Stufe zu erhöhen, wenn auch der Unterboden (unterhalb von 30
cm) bis zum Grundwasserspiegel eine mindestens 3 dm mächtige humose Lage aufweist
107
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
und/oder Bodenarten S, uS, lS, sU, U, tS, sL, lU auftreten. Senken und Unterhanglagen weisen höhere, Kuppen und Oberhanglagen geringere Sickerwassermengen auf, was entsprechend
berücksichtigt werden muss. In Böden mit hoher Wasserdurchlässigkeit (kf > 40 cm/d)
können die Sickerwassermengen um bis zu 100 mm höher liegen.
Tab. 73
Einfluss von Bindung, Eliminierung und klimatischer Wasserbilanz auf die Bewegung im grundwasserfreien Bodenraum (aus BLUME, 1992)
(Bindung + Eliminierung) : 2
KW (mm)
5
4
3
2
1
0
- 100 bis 0
0
0
1
2
3
4,5
0 - 100
0
0,5
2
3
4
5
100 - 200
0
1,5
2,5
3,5
4,5
5
200 - 300
0,5
2
3
4
4,5
5
300 - 400
1
2,5
3,5
4,5
5
5
400 - 600
1,5
3
4
5
5
5
2
3,5
4,5
5
5
4
> 600
Die Grundwassergefährdung ergibt sich aus der prognostizierten Bewegung im grundwasserfreien Bodenraum und dem mittleren Hochwasserstand (Tab. 74): 1 bedeutet sehr geringe und
5 sehr starke Gefährdung. Ist mit Auftreten von lateral abfließendem Stauwasser (Wasserdurchlässigkeit < 10 cm/d) in einen nahegelegenen Vorfluter zu rechnen, ist ebenfalls Tab. 74
heranzuziehen, wobei anstelle des GW-Standes der analoge Abstand zum Vorfluter herangezogen wird.
Tab. 74 Einfluss von Grundwasserstand (MGW mittlerer, MHGW mittl. Hochstand,
MNGW mittl. Niedrigstand, in dm, GWS Grundwasserstufe) und Bewegung (nach
Tab. 67) org. Wirkstoffe im grundwasserfreien Bodenraum auf die Grundwassergefährdung ( 1 sehr gering, 5 sehr hoch; aus BLUME, 1992)
0
<2
<4
1
<2
2-4
4-8
2
2-4
4-8
8 - 13
3
4-8
8 - 13
13 - 16
4
8 - 13
13 - 16
16 - 20
5
13 - 20
20 - 30
20 - 35
6
> 20
> 30
> 35
7
0
5
4,5
3,5
2
1
1
1
1
5
5
4
2,5
1,5
1
1
2
5
5
4,5
3
2
2
1,5
3
5
5
5
4
3
2,5
2
4
5
5
5
4,5
4
3,5
3
5
5
5
5
5
5
5
4
Bewegung
MHGW
MGW
MNGW
GWS
Bei Verdacht einer Anreicherung durch wiederholte flächenhafte Pestizidapplikation lässt sich
aus der Bindungsstärke im Oberboden bzw. dem Adsorptionskoeffizienten Kd (vgl. Tab. 77)
und der Eliminierungsstufe (aus Abbau und Verglüchtigung) die Anreicherungsstufe des organischen Wirkstoffes im Oberboden ( 0 - 30 cm) ableiten (Tab. 75).
108
Tab. 75
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Anreicherungsstufe eines Wirkstoffes in Abhängigkeit von Bindungsstufe um Eliminierungsstufe bei wiederholter Anwendung (aus BLUME, 1992)
Eliminierung
Bindunggstufe (nach Tab. 66 – 67)
(Tab. 69-72)
0
1
2
3
4
5
0 und 12
2
3
3,5
4
4,5
5
2
1,5
2,5
3
3,5
4
4,5
3
1,5
2
2,5
3
3,5
4
4
1
1,5
2
2,5
3
3,5
5
1
1
1,5
2
2,5
3
Anhand der abgeschätzten Kennwerte kann die Gefahr einer Anreicherung im Boden sowie
die Grundwassergefährdung abgeschätzt werden (Tab. 76).
Tab. 76 Beurteilung des Verhaltens eines organischen Wirkstoffs im Boden (aus BLUME,
1992)
Anreicherungsstufe (nach Tab. 75)
1
2
3
4
5
Wahrscheinlichkeit einer
Anreicherung im Oberboden
sehr
gering
gering
mittel
hoch
sehr hoch
(Bindung + Eliminierung) / 2
5
4
3
2
1
möglich
sehr
3
mittel
4
hoch
erhöhte verfügbare Mengen im
Boden
Grundwassergefährdung
(nach Tab. 74)
nicht
kaum
wahrscheinlich
1
s. gering
2
gering
äußerst
wahrscheinlich
5
sehr hoch
0
109
Tab. 77 Eigenschaften organischer Pestizide und ihr Verhalten in Böden bei praxisüblicher
Dosierung und günstigen Abbaubedingungen bei 11-16 °C in lockeren, lehmigen
Ackerböden (pH 5,5-6,5, 2-4% Humus; aus BLUME, 1992)
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
110
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
111
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
112
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
113
13.
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Bodenschutzmaßnahmen
Vier grundsätzliche Forderungen zur Verhinderung der Bodendegradation und zur gleichzeitigen Vermeidung des Eintrages von Schadstoffen in Gewässer lauten (COMITTEE ON LONGRANGE SOIL AND WATER CONSERVATION, 1993):
1) Schutz und Verbesserung der Güte unserer Ackerböden ist der erste Schritt zur Verbesserung der Umwelt
2) Bodenabtrag und OberflächenAbfluss von landwirtschaftlich genutzten Böden muss verringert werden
3) Effizienter Einsatz von Dünge- und Pflanzenschutzmitteln sowie von Bewässerungsmethoden muss verbessert werden
4) Anlage von Pufferstreifen und Filterzonen ist zu forcieren.
Alle vier angeführten Punkte sind eng miteinander verknüpft. Wird nur auf eine Forderung eingegangen, so kann dadurch zwar ein Umweltproblem gelöst, ein anderes dadurch aber verschlechtert werden. Bezogen auf Erosion und Abfluss würde dies etwa bedeuten: eine Verringerung des Abflusses von Ackerböden würde zwar den Eintrag von schädlichen Substanzen in
Oberflächengewässer vermindern, ohne effizienteren Einsatz von Düngemitteln könnte dies
aber zu einer Erhöhung von unerwünschten Substanzen im Grundwasser führen (Minimalbodenbearbeitung). Lokale Gegebenheiten werden auf die unterschiedliche Gewichtung der vier
Forderungen sicherlich eine wesentliche Rolle spielen.
12.1. Schutz vor Verdichtungen
Unerwünschte Bodenverdichtungen entstehen durch Befahren und Bearbeitung des Bodens, oft
auch zu Zeitpunkten, wo der Boden sich in einem ungünstigen Feuchtezustand befindet.
Betriebssysteme mit hohem Hackfruchtanteil (Mais, Zuckerrüben) unterliegen stärkerer Verdichtungsgefahr, weil Bodenbelastung bei der Ernte besonders groß ist. Regionen mit bevorzugtem Rapsanbau etwa sind weniger verdichtungsgefährdet.
Möglichkeiten zur Vermeidung von Verdichtung bestehen darin, Maßnahmen in den Herbst
verlegen, da der Boden meist trockener ist als im Frühjahr: dabei entstehende Verdichtungen
werden durch nachfolgende Grundbodenbearbeitung und Frostwirkung beseitigt. Problem ist
aber Auswaschungsgefahr von Nährstoffen über den Winter. Zu empfehlen ist auch Anbau
nicht winterharter Zwischenfrüchte (z.B. Phacelia, Gelbsenf etc.), der nicht nur die Erosionsgefahr vermindert, sondern auch die Gefahr von Bodenverdichtungen verringert. Ausserdem
wird meist eine frühere Saat ermöglicht.
Eine andere Möglichkeit stellt die Minimalbodenbearbeitung (Frässaat, Direktsaat) dar, bei der
auf eine tiefgreifende Bodenbearbeitung verzichtet wird.
Zu den technischen Maßnahmen zählen
− eine Verringerung der Masse der Fahrzeuge und Geräte, und
− eine Vergrößerung der Aufstandsfläche bei gleichbleibender Masse.
Die Aufstandsfläche lässt sich kurzfristig z.B. durch Verwendung von Breitreifen (Terrareifen)
und Senkung des Reifeninnendruckes erreichen (Abb. 26).
114
Abb. 26
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Druckverteilung bei gleicher Radlast unter Traktorreifen unterschiedlicher Breite
(aus BLUME, 1992)
13.2. Schutz vor Abtrag
Schutz vor Winderosion
Allgemein geht es darum:
− die Erosivität des Windes zu mindern, indem vor allem die Windgeschwindigkeit des bodennahen Windes herabgesetzt wird und
− die Erodierbarkeit des Bodens zu mindern, indem seine Erosionsstabilität gefördert wird.
Betriebsgebundene Maßnahmen
Betriebsgebundene Maßnahmen bestehen in ackerbaulichen Maßnahmen. Die Erhöhung der
Bodenrauhigkeit durch Bodenbearbeitung mindert die Erodierbarkeit des Bodens. Auch die
Bodenbearbeitung quer zur Hauptwindrichtung ist eine wichtige Maßnahme, insbesondere um
den kriechenden Sandtransport zu bremsen. Bei akuter Verwehung stellt die Ausbringung von
Gülle (durch Anfeuchtung und Erhöhung der Oberflächenrauhigkeit) ein geeignete Maßnahme
dar.
Wichtigste Maßnahme ist Förderung der Humusbildung, etwa durch organische Düngung,
Gründüngung oder Einarbeitung von Ernterückständen. Durch Erhöhung des Humusgehaltes
werden Aggregatbildung und Wasserkapazität der Böden verbessert.
Pflanzenbaulich-biologische Maßnahmen bestehen im Anbau von Dauerkulturen (Grünlandnutzung, Fruchtfolgen mit hohem Bedeckungsgrad unter Einsatz von Zwischenfruchtanbau).
Bodenstruktur kann aber auch durch synthetische Polymere verbessert werden. Diese künstlichen Strukturbildner müssen neben ihrer aggregierenden Wirkung beständig gegen Wasser,
Druck und mikrobiologischen Abbau sein. Sie müssen ohne negative Auswirkungen auf Pflanzen und Bodenleben sein und bei hoher Ergiebigkeit (rd. 2 t/ha) langjährige Haltbarkeit besitzen.
115
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Überbetriebliche Maßnahmen
Überbetriebliche Maßnahmen bestehen in Flurbereinigungen und Anlagen von Windschutzanlagen (Bodenschutzanlagen). Neben der Verminderung der Windgeschwindigkeit und dem Abheben der Luftschichten vom Boden haben die Anlagen für angrenzende Felder folgende Vorteile (vgl. Abb. 27):
−
−
−
−
−
−
Erhöhung der Luftfeuchtigkeit
erhöhte Taubildung
Erhöhung der Bodenfeuchtigkeit
Verringerung der Verdunstung
Verbesserung des Wärmehaushaltes im Boden
Verbesserung der Assimilationsleistung und Wachstum der Kulturpflanzen
Abb. 27
Windschutzwirkung eines streifenförmigen Kleingehölzes auf das Mikroklima seiner Umgebung (aus UBA, 1986)
Bodenschutzhecken können bei entsprechender Ausgestaltung einen hohen ökologischen als
auch ästhetischen Wert darstellen. Bei Neuanlagen müssen diese Anforderungen in einem weitaus stärkeren Maß als bisher berücksichtigt werden (UBA, 1986). Das heisst insbesonders:
− Artenzusammensetzung von Bodenschutzhecken muss vielfältig und vor allem standortgerecht sein. Als Orientierung für standortgerechte Sträucher sollen naturnahe Altholzbestände
umliegender Hecken und Waldränder dienen.
− Gehölzpflanzung muss abwechslungsreich und stark strukturiert erfolgen. Bei einer Mindestbreite von 8 - 10 m können Nischen und Heckenvorsprünge, Steinhaufen, Totholzhaufen
usw. die Artenvielfalt steigern.
− Den unregelmäßig angelegten Heckenrändern soll ein mindestens 4 m breiter, agrarisch
nicht genutzter Wildkrautsaum vorgelagert sein. Dabei soll auf eine weitgehende Freihaltung von Dünge- und Spritzmittel geachtet werden.
Die Höhe der Hecke bestimmt die Länge der Zonen reduzierter Windgeschwindigkeit. Die
Länge wird in Vielfachen der Höhe ausgedrückt. Die Werte schwanken je nach Heckenbeschaffenheit in einem weiten Bereich vom Drei- bis Fünffachen für die Luvseite und vom 10bis 30fachen für die Leeseite. Auch die Durchlässigkeit einer Hecke ist für die Schutzwirkung
entscheidend. Als optimal haben sich Durchlässigkeiten von 40-50% erwiesen. Geringere
Werte führen zu Wirbelbildung, höhere zu Düsenwirkung. Die Windgeschwindigkeit in der
Anlage soll rd. 4 - 5 m/s betragen.
116
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
13.3. Schutz vor Überdüngung
Im europäischen Bereich entfällt der Großteil der Stickstoffauswaschung auf das Winterhalbjahr. Ziel muss es daher sein, zur Erntezeit, besonders aber zu Beginn der Hauptauswaschungsperiode möglichst geringe Stickstoffmengen im Boden zu hinterlassen (Abb. 28).
Abb. 28
Beispiel für den Verbleib der monatlichen Niederschläge im Verlauf eines Jahres
und der damit verbundene Nitrateintrag ins Grundwasser (aus BRAUER, 1996)
Zur Verminderung der N-Auswaschung ist es erforderlich, stärker als bisher die Stickstoffnachlieferung aus der organischen Substanz des Bodens zu berücksichtigen. Die Aufteilung der
Stickstoffdüngung in mehrere kleine Einzelgaben zur Verminderung der Auswaschung ist abhängig von Boden- und Pflanzenart. Während auf speicherfähigen, schweren Böden höhere NGaben zum Saattermin keine erhöhte Auswaschung zur Folge haben, ist bei leichten Böden
sowie bei flachwurzelnden Pflanzen eine Teilung der Stickstoffdüngung sinnvoll.
Infolge der starken Sorption an Ton und Humus wird NH4+ im Boden mit der vertikalen Wasserbewegung nur geringfügig in die Tiefe verlagert. Da aber Ammonium bei den bei uns vorherrschenden Bodentemperaturen rasch zu Nitrat oxidiert wird, lässt sich durch die Wahl der
Stickstofform die Höhe des N-Austrages kaum beeinflussen. Alternative wäre die Verwendung
von Nitrifikationshemmern bzw. die Verwendung von Substanzen, die die Aktivität von nitrifizierenden Bakterien hemmen (bestimmte Herbizide).
Je länger die Bodenbedeckung und je intensiver die Durchwurzelung ist, desto geringere Stickstoffauswaschungen treten auf. Besonders intensive Auswaschungen werden im Gemüsebau,
unter flachwurzelnden Kulturen wie Kopfsalat, Spinat oder Erbse beobachtet. Standortgerechter Anbau muss auch heissen, dass der Anbau von Feldfrüchten, die große Reststickstoffmengen im Boden hinterlassen, möglichst auf leichten Böden zu unterlassen ist.
Die Verwendung von Zwischenfrüchten kann einerseits über die Verminderung der Sickerwassermenge, andererseits über Festlegung von Stickstoff in der Pflanzensubstanz einen erheblichen Beitrag zur Verminderung der Stickstoffausträge leisten (Ausnahme: Leguminosen).
Zeitpunkt der Einarbeitung der Zwischenfrucht als Gründüngung ist von großer Bedeutung und
sollte möglichst spät erfolgen.
117
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Gesetzliche Regelungen zur sinnvollen (umweltschonenden) Düngeaufbringung sind im Wasserrechtsgesetz (BGBl. 252/1990) durch den Begriff der „ordnungsgemäßen Landwirtschaft“
festgelegt. „Als ordnungsgemäß gilt die land- und fortswirtschaftliche Bodennutzung, wenn
unter Einhaltung der bezughabenden Rechtsvorschriften in Berücksichtigung der Standortgegebenheiten, insbesondere betreffend Chemikalien, Pflanzenschutz- und Düngemittel, Klärschlamm, Bodenschutz und Waldbehandlung, sowie besonderer wasserrechtlicher Anordnungen erfolgt.“
Weiters ist festgeschrieben, dass das Ausbringen von Dünger einer wasserechtlichen Bewilligung bedarf, wenn bestimmte Mengen (175 kg N/ha auf landwirtschaftlichen Nutzflächen ohne
Gründüngung und 210 kg/ha mit Gründüngung) überschritten werden. Auch das Halten
landwirtschaftlicher Nutztiere bedarf einer wasserrechtlichen Bewilligung, wenn ein Missverhältnis zur Betriebsfläche besteht (OBERLEITNER, 1990).
13.4. Schutz vor Säuren und deren Folgen
Als anthropogene Säuren gelangen vor allem SO2, NOx, HCl und HF über den Luftpfad in den
Boden, ausserdem NH3 als indirekte Säurequelle. Obwohl NH3 durch die Bildung von NH4+
zunächst einen Teil der Acidität neutralisiert, können die hohen Einträge des gebildeten Ammoniums einen bedeutenden Faktor für die Versauerung der Böden darstellen, indem es nitrifiziert und ausgewaschen wird.
NH4+ + 2 O2 ⇒ NO3- + 2 H+ + H2O
Die Säurebelastung von Böden in Gebieten mit intensiver Tierhaltung kann beträchtlich sein.
NH3-Verluste in die Atmosphäre treten vor allem bei der Ausbringung von Gülle, Jauche und
auch Stallmist infolge eines pH-Anstieges durch CO2-Entgasung auf. Die Verluste sind bei
warmer, trockener Witterung und langem Verweilen von Gülle auf der Bodenpberfläche besonders hoch, und können bis zu 90% des Gülle-NH3 betragen.
Basenverluste des Bodens durch Auswaschung und Nährstoffentzug erfordern Maßnahmen zur
Erhaltung und auch zur Verbesserung der Pufferfähigkeit bzw. der Säureneutralisationskapazität (SNK). Nicht erforderlich ist dies nur bei Böden, die durchgehend CaCO3 enthalten. Eine
wirksame Methode zur Erhaltung der SNK ist die Kalkung (Erhaltungs- und Melioraionskalkung).
Ziel der Meliorationskalkung ist es, den pH-Wert auf einen für den Wuchs der Kulturpflanzen
optimalen Wert anzuheben. Für sandige und humusreiche Böden wird ein geringerer pH-Wert
angestrebt als für tonreichere Böden (Tab. 78). Der Grund liegt darin, dass sonst bei sandigen
Böden bei höherem pH-Wert geringe Mobilität bestimmter Spurenelemente (z.B. Cu, B. Mn,
Zn) wuchsbegrenzend wirkt. Bei humusreichen Böden kann der pH-Wert auch deshalb niedrig
sein, da diese auch dann kaum mobile Al-Ionen enthalten.
118
Tab. 78
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Anzustrebender pH-Wert in Abhängigkeit von Textur und Humusgehalt (nach
BLUME, 1992, verändert)
Nutzung
Bodenart
Humusgehalt
0 - 4%
4 - 8%
Acker
S, uS
lS, sU
sL
lU, U
L, uL
lT, lU
T
5,5
6,0
6,5
7,0
7,0*
7,2**
7,3**
5,0
5,5
6,0
6,5
6,5
7,0*
7,2**
Grünland
S, lS uS, sU, lU
sL, uL, U
L, T,
5,0
5,5
6,0
5,0
6,5
6,0
*) mind. 0,2 - 0,5% CaCO3 **) mind. 1% CaCO3
Die für die Meliorationskalkung erforderliche Kalkmenge lässt sich für praktische Zwecke mit
ausreichender Genauigkeit aus dem pH-Wert gemessen mit Ca-Acetat (erfaßt H+- und Al-Ionen) und dem Ausgangs-pH des Bodens ableiten (Tab. 79).
Tab.79
Ermittlung des Kalkbedarfes (in dt/ha CaO) in Abhängigkeit vom angestrebten pH
(CaCl2)-Wert (nach SCHEFFER und SCHACHTSCHABEL, 1992; gilt für 20 cm
Krumentiefe, bei größerer Pflugtiefe entsprechend erhöhen)
pH
(Ca-
pH
Ziel
pH Ziel = 6,5
pH Ziel = 6,0
acetat
7,0
6,2
6,0
5,6
5,2
<5,0
5,7
5,5
5,3
4,8
<4,6
6,8
12
5
6
8
9
9
3
4
5
7
8
6,6
23
9
12
15
17
18
5
8
9
13
14
6,4
36
14
18
23
26
28
8
12
15
20
23
6,2
55
21
28
35
40
43
13
18
22
31
35
6,0
90
34
45
58
65
70
21
30
37
51
57
5,8
190
71
95
122
137
149
44
63
78
107
120
13.5. Schutz vor Metallen und deren Folgen
Im folgenden soll nur auf Schwermetalleinträge durch landwirtschaftliche Klärschlammverwertung eingegangen werden. Die nachfolgenden Tabellen sollen einen Überblick über die derzeitigen gesetzlichen Regelungen in Bezug auf Schwermetallgrenzwerte im Boden und Klärschlamm, sowie jährlich maximal mögliche Frachten geben. Bei forstlicher Nutzung ist
jedwede Klärschlammausbringung nach dem Forstgesetz (Bundesgesetz) verboten. Die in Tab.
80 angeführten Bodengrenzwerte regeln ausschließlich die Bedingungen der landwirtschaftlichen Klärschlammverwertung in den Bundesländern. Die Festlegung von allgemeinen
Bodengrenzwerten ist Aufgabe der Länder.
119
Tab. 80
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Schwermetallgrenzwerte im Boden (in mg/kg TS) bei landwirtschaftlicher Klärschlammanwendung in verschiedenen Bundesländern (HOFER, 1988 f)
Metall
OÖ
NÖ
Bgld
Vlbg
Stmk
Tirol
Slzbg
20
20
2
2
2
50
50
50
Arsen
Cadmium
1
1,5/1*
2
3
Cobalt
Chrom
100
100
100
100
100
100
100
Kupfer
100
60
100
100
100
100
100
1
1
1,5
2
2
2
2
10
10
5
Quecksilber
Molybdän
Nickel
60
50
60
60
60
50
50
Blei
100
100
100
100
100
100
100
Zink
300/150*
200
300
300
300
300
300
*
für Böden mit pH < 6,5
Da Bedarf an Beurteilungskriterien besteht, hat das Österreichische Normunsginstitut, Vertreter
der Bundesländer- un der Bodenuntersuchungsstellen Richtwerte zur Beurteilung der Belastung
landwirtschaftlich und gärtnerisch genutzter Böden erstellt. Die in Tab. 81 angegeben Werte
stützen sich auf Probenmaterial von 0-20 cm (Acker- und Gartenböden) bzw. 0-10 cm
(Grünlandböden).
Tab. 81 Auswahl von Richtwerten für anorganische Elemente in landwirtschaftlich und gärtnerisch genutzten Böden (aus: HOFER, 1988 f)
Belastungsverdacht1)
mg/kg TM
Richtwert
mg/kg TM
15
20
0,5 / 0,32)
1 / 0,52)
Kobalt
20
50
Chrom
50
100
Kupfer
50
100
Quecksilber
0,2
1
Nickel
40
60
Blei
50
100
Thallium
0,5
1
Zink
150
300
Element
Arsen
Cadmium
1)
2)
Verdacht auf anthropogen bedingte Belastung
gilt für leichte und schwach saure Böden
Auch für die Klärschlämme gibt es zulässige Grenzwerte für deren Schwermetallgehalte. Die in
den einzelnen Bundesländern geltenden Grenzwerte sind in Tab. 82 zusammengestellt.
120
Tab. 82
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Schwermetallgrenzwerte im Klärschlamm in mg/kg Trockensubstanz
Metall
OÖ
NÖ
NÖ
Bgld
Bgld
Vlbg
Stmk
Slzbg
Klasse I Klasse II Klasse I Klasse II
Cadmium
5
8
2
2
10
10
10
10
Kupfer
400
500
300
100
500
500
500
500
Nickel
80
100
25
60
100
100
100
100
Blei
400
400
100
100
500
500
500
500
Zink
1600
2000
1500
1000
2000
2000
2000
2000
7
8
2
2
10
10
10
10
Chrom
400
500
50
100
500
500
500
500
Kobalt
--
100
10
--
--
100
100
100
Molybdän
--
--
--
--
--
20
20
20
Arsen
--
--
--
--
--
--
20
20
Quecksilber
Aus der Applikationsmenge und den Schwermetallgehalten ergeben sich Schadstofffrachten,
die einen bestimmten zulässigen Wert nicht übersteigen dürfen. Die in den einzelnen Bundesländern zulässigen Schadstoffeinträge sind aus Tab. 83 ersichtlich.
Tab. 83
Jährlich durch Klärschlammapplikation zulässiger Schadstoffeintrag in g/ha (nach
HOFER, 1988 f)
OÖ
NÖ
NÖ
bis 2004
ab 2004
Bgld
Acker
Bgld
Wiese
Vlbg
Acker
Vlbg
Wiese
Stmk
Acker
Stmk
Wiese
Slzbg
Acker
Slzbg
Wiese
Cd
17
20
5
25
12,5
20
10
25
12,5
12,5
7,5
Cu
1333
1250
750
1250
625
1000
500
1250
625
625
375
Ni
267
250
635
250
125
200
100
250
125
125
75
Pb
1333
1000
250
1250
625
1000
500
1250
625
625
375
Zn
5333
5000
3750
5000
2500
4000
2000
5000
2500
2500
1500
Hg
23
20
5
25
12,5
20
10
25
12,5
12,5
7,5
Cr
1333
1250
125
1250
625
1000
500
1250
625
625
375
Co
--
250
25
--
--
200
100
250
125
125
75
Mo
--
--
--
--
--
40
20
50
25
25
15
As
--
--
--
--
--
--
--
50
25
25
15
Zusätzlich zu den Regelungen in den einzelnen Bundesländern gelten neben anderen Gesetzen
auch die „Richtlinien des Rates über den Schutz der Umwelt und insbesondere der Böden bei
der Verwendung von Klärschlamm in der Landwirtschaft (88/278/EWG)“, Amtsblatt der Europäischen Gemeinschaften Nr. L 181/6 vom 4.7.1986.
121
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Dort wird u.a. festgelegt, dass die Mitgliedsstaaten die Verwendung oder Lieferung von
Schlämmen zur Verwendung untersagen :
a) auf Weiden oder Futteranbauflächen, wenn vor Ablauf einer bestimmten Frist diese Weiden
beweidet bzw. diese Futteranbauflächen abgeerntet werden. Diese Frist, die von den Mitgliedsstaaten insbesondere unter Berücksichtigung ihrer geografischen und klimatischen
Lage festgelegt wird, darf auf keinen Fall weniger als 3 Wochen betragen;
b) auf Obst- und Gemüsekulturen während der Vegetationszeit (ausgenommen Obstbaumkulturen);
c) während einer Zeit von 10 Monaten vor der Ernte und während der Ernte selbst auf Böden,
die für Obst- und Gemüsekulturen bestimmt sind, welche normalerweise in unmittelbare Berührung mit dem Boden kommen und deren Erträge normalerweise in rohem Zustand verzehrt werden.
Eine Möglichkeit zur Prognose der Empfindlichkeit von Böden gegenüber Metallbelastungen
sowie eine Einschätzung der Gefährdung des Grundwassers wurde bereits in Kap. 12.4. gezeigt.
Eine Verbesserung der Pufferfähigkeit von Böden gegenüber Schwermetallen ist bei Standorten
angebracht, die der Nahrungsmittelproduktion dienen oder die sich in Wasserschutzgebieten
befinden. Die Fähigkeit von Böden, Schwermetalle zu immobilisieren, hängt vor allem von
deren Bodenreaktion und deren Gehalt an Adsorbentien (Huminstoffe und Sesquioxide, weniger Tonminerale) ab. Durch Erhöhung des pH-Wertes und/oder Erhöhung der Adsorbentien
lässt sich daher die Pufferfähigkeit von Böden erhöhen. Der pH-Wert lässt sich wirksam durch
Kalkung erhöhen. Bei Zufuhr von Tonmergel oder durch organische Düngung werden gleichzeitig Adsorbentien ergänzt.
Bei staunassen und grundnassen Böden besteht die Gefahr, dass unter Sauerstoffmangel
Schwermetalle mobilisiert werden, die an Eisen- und Manganoxide gebunden sind. Dort lässt
sich Pufferfähigkeit durch Dränung und Bodenlockerung verbessern.
13.6. Schutz vor Pflanzenschutzmittelbelastung
Die Anreicherung von naturfremden Pflanzenschutzmitteln und deren schädlichen Metaboliten
in Böden, Kulturpflanzen und Grundwasser müssen ebenso vermieden werden, wie eine Schädigung nützlicher Bodenorganismen.
Eine Möglichkeit zur Abschätzung der Filterfunktion eines Bodens gegenüber Pflanzenbehandlungsmittel wurde bereits in Kap. 12.5. aufgezeigt.
Bei „integriertem Pflanzenschutz“ handelt es sich um ein Verfahren, bei dem alle wirtschaftlich, ökologisch und toxikologisch vertretbaren Methoden verwendet werden, um Schadorganismen unter der wirtschaftlichen Schadensschwelle zu halten, wobei die bewusste Ausnutzung
natürlicher Begrenzungsfaktoren im Vordergrund steht. Es werden dabei Verfahren kombiniert,
bei denen unter vorrangiger Berücksichtigung biologischer, biotechnischer, pflanzenzüchterischer sowie anbau- und kulturtechnischer Maßnahmen die Anwendung chemischer
Pflanzenschutzmittel auf ein notwendiges Maß beschränkt.
122
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
Es können dabei unterschieden werden:
− prophylaktische Maßnahmen
− adaptive Maßnahmen
− sustitutive Maßnahmen.
Prophylaktische Maßnahmen
Zur Verringerung und Vermeidung des Unkraut-, Krankheits- und Schädlingsdruckes in den
pflanzlichen Kulturen sind folgende Maßnahmenbereiche von wesentlicher Bedeutung (MALINSKY et al., 1990):
1) Beachtung standorts- und pflanzenspezifischer Kulturmaßnahmen (trockene Standorte bei
milden Wintern prädestiniert für tierische Schädlinge; feuchte Standorte anfällig gegen Pilzkrankheiten und Unkrautwuchs)
2) verstärkte Betonung der Pflanzenzüchtung, vor allem im Hinblick auf Resistenzeigenschaften der Pflanzen gegenüber den verschiedenen Schadorganismen, und
3) Ausbau von Warn- und Prognosediensten.
Grundsätzlich sollten Bodenbearbeitungsmaßnahmen nicht darauf abzielen, Unkrautsamen
oder von Pilzkrankheiten infizierte Pflanzenteile in tiefere Bodenschichten zu vergraben. Unkrautproblem wird dadurch nicht beseitigt. Eine wirkungsvolle Methode stellt die flach
wendende Stoppelbearbeitung dar. Keimen des Unkrautes wird dadurch angeregt und im Anschluss daran noch vor der Samenbildung wieder eingearbeitet.
Intensive Düngung steigert zwar Konkurrenz- und Widerstandskraft der Kulturpflanzen, es
können sich aber auch Risiken in bezug auf bestimmte Pilzkrankheiten erhöhen.
Beste unkrautverdrängende Wirkung wird durch den Feldfutterbau und hierbei vor allem durch
vielschnittige und lückenlose Bestände erzielt. Auch vom Hackfruchtbau mit seiner intensiven
mechanischen Unkrautbekämpfung geht eine stark unkrautunterdrückende Wirkung aus.
Adaptive Maßnahmen
Bei diesen Maßnahmen handelt es sich darum,
− den Pflanzenschutzmitteleinsatz in ökologischer und ökonomischer Hinsicht zu optimieren
− die Applikationstechnik zu verbessern und
− umweltschonendere Mittel einzusetzen.
Eine Möglichkeit einer selektiven Mittelanwendung besteht etwa in der sog. „Bandspritzung“.
In Abhängigkeit der Bandbreite beiderseits der Saatreihen (bei Zuckerrüben) und der Größe des
Reihenabstandes können Mitteleinsparungen bis zu 70% gegenüber einer Ganzflächenbehandlung erreicht werden. Weiters sollten Mittel mit selektiv-toxischer Wirkung und einer raschen biologischen Abbaubarkeit eingesetzt werden.
Substitutive Maßnahmen
Zu den substitutiven Maßnahmen zählen
− mechanisch-physikalische Maßnahmen und
− biologische Maßnahmen.
Zur mechanischen Unkrautregulierung stehen verschiedene Geräte zur Verfügung, die unterschiedliche Wirkung auf die Gesamtverunkrautung und auf einzelne Unkräuter haben (Tab.
84). Während bei sandigen Böden die Wirkung gegen die kleinen Unkräuter vorwiegend durch
Verschütten erfolgt, ergibt sich die Abtötung auf schwereren Böden vorwiegend durch Aus-
123
BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
reissen der Unkräuter. Vorteilhafte Einsatzmöglichkeiten mechanischer Verfahren ergeben sich
in der Zeit zwischen Ernte und Neubestellung im Rahmen der Stoppelbearbeitung.
Tab. 84 Wirkung verschiedener Geräte zur Unkrautregulierung bei Winterweizen auf Gesamtverunkrautung (aus BLUME, 1992)
1
2
3
4
5
n
Hackstriegel
Hacken +
Striegeln
Hacken
Hackbürste
Abflammen
leichter Boden
1-2
1-2
2-3
1
1
schwerer Boden
4
3
3-4
3
n
sehr gute Wirkung (über 80% Verminderung)
gute Wirkung (60-80%)
mittlere Wirkung (40-60%)
geringe Wirkung (20-40%)
schlechte Wirkung (0-20%)
keine Ergebnisse
Möglichkeiten zur Schädlingsbekämpfung bestehen auch in biotechnischen oder biologischen
Verfahren. Bei biotechnischen Verfahren wird versucht, durch geeignete Substanzen die
Schädlinge von den Pflanzen fernzuhalten (Repellents, z.B. ätherische Öle), sie an bestimmte
Stellen zu locken (Attractants; Nahrungslockstoffe und Sexualpheromone) oder ihre Entwicklung durch Hormone zu beeinflussen. Bei den biologischen Verfahren sollen Schäglinge durch
gezielte Förderung, Einsatz und Ausbringung ihrer natürlichen Feinde (=Nützlinge) zurückgedrängt werden.
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BODENERHALTUNG UND BODENSCHUTZ
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